Изменение биологических свойств почв г. Ростова-на-Дону при загрязнении тяжелыми металлами тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.02.08, кандидат биологических наук Капралова, Ольга Анатольевна

• Капралова, Ольга Анатольевна
• кандидат биологических наук
• 2012

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Капралова, Ольга Анатольевна

ОГЛАВЛЕНИЕ

ВВЕДЕНИЕ

ГЛАВА 1. СПЕЦИФИКА ГЕНЕЗИСА ГОРОДСКИХ ПОЧВ

1. 1 КЛАССИФИКАЦИЯ ГОРОДСКИХ ПОЧВ

1.2. УСЛОВИЯ ФОРМИРОВАНИЯ ГОРОДСКИХ ПОЧВ

1.3.ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ СПЕЦИФИКА ПОЧВ ГОРОДСКИХ ТЕРРИТОРИЙ.. 23 1.4. ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКОЕ И ГИГИЕНИЧЕСКОЕ НОРМИРОВАНИЕ ПОЧВ УРБОЛАНДШАФОВ

ГЛАВА 2. ЗАГРЯЗНЕНИЕ ГОРОДСКИХ ПОЧВ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ

2.1. ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ

2.2. ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В ПОЧВЕ

2.3. ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ НА СВОЙСТВА ПОЧВЫ И ЖИВЫЕ ОРГАНИЗМЫ

ГЛАВА 3. ОБЪЕКТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

3.1 ХАРАКТЕРИСТИКА ПОЧВЕННОГО ПОКРОВА ГОРОДА РОСТОВА-НА-ДОНУ

3.2 ХАРАКТЕРИСТИКА УСЛОВИЙ ПОЧВООБРАЗОВАНИЯ

3.3 АНТРОПОГЕННОЕ ВЛИЯНИЕ НА ПОЧВЫ РОСТОВА-НА-ДОНУ

ГЛАВА 4. МЕТОДИКА И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

4.1. ЛАБОРАТОРНО-АНАЛИТИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ ОПРЕДЕЛЕНИЯ СОДЕРЖАНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ПОЧВЕ

4.2. ЛАБОРАТОРНО-АНАЛИТИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ ОПРЕДЕЛЕНИЯ БИОЛОГИЧЕСКИХ СВОЙСТВ ПОЧВ

4.3. СТАТИСТИЧЕСКАЯ ОБРАБОТКА РЕЗУЛЬТАТОВ

ГЛАВА 5. ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ НА БИОЛОГИЧЕСКИЕ СВОЙСТВА ПОЧВ РОСТОВА-НА-ДОНУ

5.1 ОЦЕНКА ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ Г. РОСТОВА-НА-ДОНУ ТЯЖЕЛЫМИ

МЕТАЛЛАМИ

5.2. БИОЛОГИЧЕСКИЕ СВОЙСТВА ПОЧВ Г. РОСТОВА-НА-ДОНУ

ГЛАВА 6. ОЦЕНКА ВОЗМОЖНОСТИ ПРИМЕНЕНИЯ БИОЛОГИЧЕСКИХ ПОКАЗАТЕЛЕЙ ПРИ МОНИТОРИНГЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ГОРОДСКИХ ПОЧВ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ

ЛИТЕРАТУРА

ПРИЛОЖЕНИЕ

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Изменение биологических свойств почв г. Ростова-на-Дону при загрязнении тяжелыми металлами»

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность исследования. Загрязнение окружающей среды является одной из основных экологических проблем крупных городов. При этом загрязнение почв особенно опасно, поскольку поступающие в нее загрязняющие вещества со временем практически не рассеиваются и их концентрация постоянно нарастает.

В сложившейся к настоящему времени системе природопользования функции почв изменились: они превратились в приемники с загрязненного поверхностного стока с территорий городов и промышленных зон. Поэтому мероприятия, направленные на выявление, снижение, предотвращение и ликвидацию последствий техногенного загрязнения, должны осуществляться именно на локальном уровне (Бычинский, Вашукевич, 2008)

Источниками загрязнения городских почв являются, прежде всего, промышленность и автотранспорт, при этом доля последнего в негативном воздействии на экологию города с каждым годом увеличивается (Экологический вестник Дона, 2010).

Среди химических веществ, загрязняющих городские почвы, наиболее опасны тяжелые металлы (ТМ), поскольку они высокотоксичны для живых организмов и поступают в урбопочвы в значительных количествах.

На территории Ростова-на-Дону естественные нетронутые почвы практически не сохранились, все они затронуты процессами урбанизации, преобразованы сельскохозяйственной деятельностью либо лесомелиоративными мероприятиями (Приваленко, Безуглова, 2003). Эколого-геохимические исследования, проводимые с 1989 года, показали, что качественный и количественный состав ТМ в городских почвах зависит от специфики промышленности и функциональной зоны города (Приваленко, 1993, Природа города Ростова-на-Дону, 1999).

Первыми на загрязнение реагируют биологические свойства почв, поэтому именно их целесообразно использовать при оценке состояния городских почв, подверженных загрязнению ТМ (Колесников и др., 2000).

Существенные структурные преобразования затрагивают почвенные биосистемы города, выражаясь, в первую очередь, в перераспределении биологической активности почв в пределах почвенного профиля (Приваленко, Безуглова, 2003).

Цель и задачи исследования. Цель работы — установить закономерности изменения биологических свойств почв г. Ростова-на-Дону при загрязнении тяжелыми металлами.

Задачи исследования:

1 .Установить ТМ — приоритетные загрязнители почв г. Ростова-на-

Дону.

2.Провести сравнительную оценку степени загрязнения ТМ почвенного покрова разных функциональных зон г. Ростова-на-Дону, имеющих разную степень антропогенной нагрузки: промзон, авторазвязок и парковых зон, и оценить состояние почв этих зон по биологическим показателям.

3.У стан овить закономерности изменения биологических свойств почв г. Ростова-на-Дону при загрязнении ТМ. Исследовать влияние загрязнения ТМ на ферментативную активность почв, обилие бактерий рода Аго^Ьас1ег, фитотоксичность почв, содержание гумуса и щелочно-кислотные условия.

4,Оценить корреляцию между содержанием в почве ТМ и биологическими свойствами почв.

5.Оценить пригодность разных биологических показателей состояния почв с точки зрения целесообразности их использования для биодиагностики состояния городских почв, подверженных загрязнению ТМ.

Основные положения, выносимые на защиту:

1 .Среди ТМ приоритетными загрязнителями почв г. Ростова-на-Дону являются цинк, кобальт, никель, свинец, мышьяк, медь, стронций.

2.Уровень загрязнения ТМ почв разных функциональных зон г. Ростова-на-Дону увеличивается в ряду: парковые зоны =< авторазвязки < промзоны. Биологические свойства почв ухудшаются в ряду: парковые зоны < авторазвязки < промзоны.

3.Загрязнение почв г. Ростова-на-Дону ТМ, как правило, ведет к ухудшению их биологических свойств: снижается активность каталазы и дегидро-геназы, обилие бактерий рода АгоШЪа^ег, ухудшаются показатели прорастания и начального роста растений. В большинстве случаев, наблюдается прямая связь между содержанием ТМ и степенью снижения биологических свойств почвы.

4.Показатели биологической активности не всегда тесно коррелируют со степенью загрязнения почвы ТМ. Максимальные значения коэффициентов корреляции наблюдались в промышленной зоне, что связано с наибольшим загрязнением ТМ почв этой зоны.

5.Биологические показатели, такие как активность каталазы и дегидро-геназы, обилие бактерий рода Аго(оЬас[ег, всхожесть семян целесообразно использовать для биодиагностики состояния городских почв, подверженных загрязнению ТМ.

Объекты и методы исследований представлены в главах 3 и 4.

Научная новизна работы. Впервые проведена сравнительная оценка степени загрязнения ТМ почвенного покрова разных функциональных зон г. Ростова-на-Дону: промзон, авторазвязок и парковых зон. Дана оценка состояние почв промышленных, автотранспортных и парковых зон города по биологическим показателям. Установлены закономерности изменения биологических свойств почв г. Ростова-на-Дону при загрязнении ТМ, таких как ферментативная активность почв, обилие бактерий рода Аю^ЬаМег, фито-токсичность, содержание гумуса и щелочно-кислотные условия. Установлена корреляция между содержанием в почве ТМ и биологическими свойствами почв. Проведена оценка биологических показателей состояния почв по целе-

сообразности их использования для биодиагностики состояния городских почв, загрязненных ТМ.

Практическая значимость. Результаты исследования могут быть использованы в целях биомониторинга и биодиагностики состояния городских почв и экосистем, подверженных загрязнению ТМ, при создании картосхем загрязнения г. Ростова-на-Дону ТМ, при создании картосхем устойчивости городских почв к загрязнению ТМ; при разработке нормативов качества городских почв; при определении предельно допустимой антропогенной нагрузки на почвы г. Ростова-на-Дону; при прогнозировании экологического состояния почвенного покрова г. Ростова-на-Дону и других городов; при паспортизации территории г. Ростова-на-Дону и т.д.

Результаты исследования используются в учебном процессе в Южном федеральном университете в курсах: экология, почвоведение, охрана окружающей среды, урбоэкология, мониторинг и биодиагностика, нормирование качества окружающей среды.

Личный вклад автора. Тема, цель, задачи, объекты, методы и план исследования определены автором совместно с научным руководителем. Полевые исследования и отбор почв для модельных экспериментов осуществлены в ходе проведения экспедиций. Лабораторные модельные опыты и анализы проведены лично автором или под его руководством. Анализ и обобщение полученных результатов, формулировка выводов и основных защищаемых положений сделаны лично автором при направляющем и корректирующем участии научного руководителя. По результатам исследований автором или научным коллективом с участием автора опубликован ряд научных работ.

Апробация работы. Материалы диссертации были представлены на международных съездах, симпозиумах и конференциях: Научная конференция «Актуальные проблемы экологии и биологии почв» (Ростов-на-Дону, 2010, 2011). VI Международная научно-практическая конференция «Экологические проблемы. Взгляд в будущее» (Абрау-Дюрсо, 2010). VI Съезд по

радиационным исследованиям (радиобиология, радиоэкология, радиационная безопасность, Москва, 2010). Международная экологическая конференция «Экология России и сопредельных территорий» (Новосибирск, 2010). II Ростовский молодежный научно-практический форум «Молодежная инициатива - 2011». (Ростов-на-Дону, 2011). Всероссийская научная конференция «Модернизация науки и образования». (Махачкала, 2011)

Публикации. По теме диссертации опубликовано 15 научных работ, объемом 3,2 п.л., из них 3 статьи в изданиях из перечня ВАК. Доля участия автора в публикациях составляет 71 %.

Структура и объем диссертации. Диссертационная работа изложена на 144 страницах. Состоит из введения, 6 глав, выводов, списка литературы. Содержит 17 таблиц и 12 рисунков. Приложение включает 13 таблиц. Список литературы включает 203 источника, в том числе 30 на иностранных языках.

Конкурсная поддержка исследования. Исследование выполнено при финансовой поддержке ФЦП «Научные и научно-педагогические кадры инновационной России» на 2009-2013 годы (государственные контракты П169, П1298, П322, 16.740.11.0528) и гранта Президента РФ по поддержке Ведущих научных школ (НШ-5316.2010.4).

Благодарности. Автор выражает глубокую признательность за помощь в работе своему научному руководителю - заведующему кафедрой экологии и природопользования ЮФУ, д.с.-х.н., профессору С.И. Колесникову. Особую благодарность за научные консультации, ценные рекомендации и неоценимую моральную поддержку автор выражает д.б.н. Т.В. Денисовой. За ценные рекомендации автор признателен д.г.н., профессору К.Ш. Казееву. За помощь в отборе почвенных образцов и проведении лабораторных исследований автор благодарит к.б.н. М.А. Кутровского и Е.В. Молчанову. Также автор выражает благодарность всем преподавателям и сотрудникам кафедры экологии и природопользования Южного федерального университета.

ГЛАВА 1. СПЕЦИФИКА ГЕНЕЗИСА ГОРОДСКИХ ПОЧВ

1.1. КЛАССИФИКАЦИЯ ГОРОДСКИХ ПОЧВ

Почвы в городе, или городские почвы, согласно ст. 1 Федерального закона «Об охране окружающей среды» могут быть охарактеризованы, с одной стороны, как природные объекты, локализованные преимущественно в лесопарковых зонах и особо охраняемых природных территориях, с другой, как природно-антропогенные объекты, к которым могут быть отнесены все остальные почвы города, включая искусственно созданные почво-грунты (Об охране окружающей среды. Федеральный закон от 10.01.2002 № 7-ФЗ). В процессе урбанизации формируется природно-городская система, состоящая из фрагментов природных экосистем, промышленных зон, транспортных магистралей и др. Данной системе присуще создание новых типов искусственно-созданных систем в результате деградации, уничтожения или замещения природной среды. Антропогенные нарушения функционального круговорота в городской системе зависят от источника и вида вмешательства человека (Данилова, 2005).

Городская почва характеризуется специфическим взаимодействием всех природных и антропогенных компонентов окружающей среды, из которых почва является базовой составляющей, а преобладающим фактором почвообразования становится антропогенное воздействие. В результате данного процесса формируются специфические типы почв и почвоподобных тел (Приваленко, Безуглова, 2003). Особенности антропогенного фактора определяются типом хозяйственного использования и историей развития территории (Порядок определения ущерба......, 1997).

Городские почвы - это почвы, имеющие созданный в результате деятельности человека поверхностный органо-минеральный слой, полученный перемешиванием, насыпанием, погребением и (или) загрязнением материа-

лами антропогенного (урбаногенного) происхождения (строительно-бытовой мусор и др.).

Основные отличия городских почв от естественных заключаются в следующем:

• формирование почв на насыпных, намывных или перемешанных грунтах и культурном слое;

• наличие включений строительного и бытового мусора в верхних горизонтах;

• высокая степень разных видов загрязнения, в т.ч. токсичными химическими элементами, нефтепродуктами и т.д.;

• изменение кислотно-щелочного баланса и окислительно-восстановительного потенциала;

• изменение физико-механических свойств почв (пониженная влагоем-кость, повышенная уплотненность и другие особенности).

Основными функциями городской почвы являются пригодность для произрастания растений, способность абсорбировать в толще загрязняющие вещества и удерживать их от проникновения в почвенно-грунтовые воды.

В настоящее время существуют разобщенные попытки создания классификаций, большинство из которых не вскрывает всего разнообразия городских почв, а отвечает более общим свойствам (Илюшкина, 2008).

До последнего времени не было достаточных фактических оснований для рассмотрения городских почв как самобытных образований, заслуживающих статуса самостоятельных объектов классификации. Авторы во многом отождествляли городские почвы с общей группой антропогенно преобразованных почв и техногенных поверхностных образований, образующихся в результате строительства и эксплуатации дорог и различных промышленных объектов.

Возможность "встраивания" городских почв в классификационную систему почв России определил принцип приоритета диагностических горизон-

тов, через который реализуется самостоятельность рассматриваемых систем. Выделение горизонта "«урбик»" было первым шагом к генетическому изучению городских почв, созданию их систематики на субстантивной основе и сближению с общей системой классификации почв. При выделении диагностических горизонтов городских почв учитываются морфология, вещественный состав, диапазон значений химических свойств, положение в профиле. (Прокофьева и др., 2010).

Несмотря на динамичность городской среды, которая затрудняет типизацию урбаноземов, в настоящее время применяется несколько классификаций городских почв (Королева, Оливериусова, 1993).

Сильная вертикальная и горизонтальная вариабельность характеризует современные городские почвы. История их формирования связана с процессами урбанизации на культурном слое, насыпных, намывных и перемешанных грунтах. Отличительной чертой данных почв является физико-механическая перестройка профиля (урбанозем, экранозем, некразем и др.) или хемогенные изменения свойств, вызванных интенсивным химическим загрязнением тяжелыми металлами (индустризем), нефтепродуктами и компонентами их переработки (интрузем). Искусственно созданные почвы-грунты появляются путем обогащения грунта плодородным слоем, торфо-компостной смесью (конструктозем) (Горохова, 2001).

Почвы города разделяются на следующие группы: естественные ненарушенные почвы, естественно-антропогенные поверхностно преобразованные (естественные ненарушенные), антропогенные глубоко преобразованные урбаноземы и почвы техногенных поверхностных почвоподобных образований - урботехноземы (Классификация почв России, 1997).

Городские почвы от природных отличает наличие диагностического горизонта ««урбик»», поверхностный насыпной, перемешанный горизонт, часть культурного слоя мощностью более 50 см, с примесью - более 5% -антропогенных включений (строительно-бытовой мусор, промышленные от-

ходы). Верхняя часть ««урбика» гумусирована. Горизонт нарастает за счет пылевых атмосферных выпадений, эоловых отложений, антропогенной деятельности (Горбов, 2002).

Естественно-антропогенные поверхностно преобразованные почвы в городе подвержены изменению верхнего слоя почвенного профиля менее 50 см от поверхности. Они включают в себя горизонт ««урбик»» мощностью менее 50 см и ненарушенную нижнюю часть профиля. Типовое название данных почв сохраняется с добавлением «урбо» (урбо-дерново-подзолистая почва, урбо-аллювиальная и т.д.)

Группа собственно городских почв - урбаноземов сформирована антропогенно-глубоко преобразованными почвами. Они включают в себя горизонт ««урбик»» мощностью более 50 см и формируются на культурном слое или на насыпных, намывных и перемешанных грунтах.

Урбаноземы подразделяют на:

- собственно урбаноземы формируются на культурном слое, на насыпных, перемешанных грунтах; для них характерно отсутствие природных горизонтов за исключением погребенных профилей природных почв на значительной глубине. Почвенный профиль состоит из серии диагностических горизонтов «урбик», своеобразного пылевато-гумусного субстрата с примесью мусора; могут подстилаться непроницаемым материалом (асфальтом, асфальтобетоном, коммуникациями);

- агроурбаноземы (культуроземы) - городские почвы фруктовых и ботанических садов, бывших окультуренных пашен, старых огородов. Им также свойственно отсутствие природных горизонтов в пределах 1 м и комбинация искусственных горизонтов. Характеризуются гумусовым горизонтом большой мощности, наличием перегнойно-торфо-компостных слоев разной мощности в нижней иллювиальной части профиля, на культурном слое или на грунтах разного происхождения.

- индустриоземы (поллютоземы, хемодеграземы) - почвы промышленно-коммунальных зон. Строение профиля почвы состоти в следующем: насыпные слои с верхним "плодородным", то есть торфосодержащим или органо-минеральным слоем. Насыпные слои существенно отличаются друг от друга, и среди них нет горизонта «урбик». Характеризуются уплотненностью, бесструктурностью, включением токсичного непочвенного материала объемом более 20%; сильным загрязнением техногенными химическими элементами и другими токсичными веществами, достигающим уровня чрезвычайной опасность по принятым нормативам. Почвенно-поглощающий комплекс почв изменен химическим загрязнением, вызывающее предельное сокращение биоразнообразия почвенной биоты и абиотичность почвы.

- интруземы (нефтеземы, петролеумные почвы) формируются в результате проникновения в почвы нефтепродуктов (масел, мазута, бензина) при авариях транспортных систем или от автозаправочных станций и автотранспортных стоянок. Данные почвы перекрыты с поверхности или пропитанны в профиле органическими масляно-бензиновыми жидкостями;

- некроземы - почвы городских кладбищ, характеризующиеся переме-шанностью грунтов на глубине более 200 см.

На территории городов формируются почвоподобные техногенные поверхностные образования (техноземы), различающиеся качественным составом, мощностью, свойствами органогенного слоя (гумусированные, перегнойные, торфо-компостные), составом и свойствами почвообразующего материала.

Современные почвы мегаполисов значительно отличаются от естественных природных почв (табл.1). Характерной особенностью структуры почвенного покрова города является его прерывистость (дискретность) и фрагментарность распространения (Строганова, 1998).

Таблица 1

Систематика поверхностных тел городских территорий (Строганова, 1998)

Открытые незапечатанные территории

Почвы Почвоподобные тела Грунты

Антропогенно-преоб] эазованные Искусственно-созданные

Естественные (ненарушенные) с признаками ур-бо-генеза Поверхностно преобразованные Глубоко преобразованные Технозем Грунт природный (насыпной, намывной, перемешанный) Грунт техногенный (шлаки, золы, отходы)

Урбопочвы Урбанозем Агроурбанозем Некрозем Интрузем Индустризем Реплантозем Конструктозем

Закрытые запечатанные территории Под асфальтовым и другим дорожным покрытием под фундаментами зданий и строений

Почвы и почвоподобные тела Грунты искусственные и естественные Застроенные

Экранозем Запечатанный грунт

Современному городу присуща пространственная смена почв, почво-подобных тел и почво-грунтов фундаментами зданий и сооружений, коммуникациями и запечатанными почвами под дорогами и асфальтобетонными покрытиями. Особенно сильно почвенный покров городских ландшафтов изменяется в результате роста площади перекрытых естественных почв (\У. Вш^Иагск, 1996).

Необходимо учитывать при анализе почвенного покрова то, что на отлагаемых субстратах возникают примитивные почвы с новыми свойствами и рост подобных почвенных ассоциаций происходит достаточно быстро.

В условиях мегаполиса процент открытости территории зависит не только от степени урбанизации, но и от способа землепользования (Прива-ленко, Безуглова, 2003). В Москве 80-90 % запечатанной территории приходится на промышленные зоны. 10-20 % почв запечатано в сельскохозяй-

ственной зоне и природном комплексе. Почвы под жилой застройкой могут различаться по степени запечатанности от 20 до 75 % (Экологический атлас Москвы, 2000).

Отличительными особенностями классификации, подготовленной специальной комиссией Почвенного института им. В. В. Докучаева в 2004 году, можно назвать отказ от привлечения для диагностики факторно-экологических и режимных параметров, трудно диагностируемых и часто определяемых субъективно, сосредоточение внимания на морфологических особенностях почвенного профиля (Шишов и др., 2004). В классификации 2004 года вводятся формальные критерии отнесения почвы к определённому таксону, привлекается понятие диагностического горизонта, принятое в международной классификации. В отличие от WRB и американской Soil Taxonomy, в российской классификации горизонты и признаки не равноценны, а строго ранжированы по таксономической значимости.

Несмотря на положительную оценку специалистами классификации антропогенно-измененных почв, охватывающей все их разнообразие и встроенной в общую структуру классификационной системы с естественными почвами, она имеет много изъянов. По новизне подходов, широте охвата объектов и общей методологии кластирования классификация этих почв не имеет мировых аналогов. Классификация, опираясь на субстантивную диагностику, рассматривая новообразованные формы как стадии преобразования почв в ходе их антропогенной эволюции (Лебедева и др., 2008). В этом ряд исследователей видят отход от генетического почвоведения, делающего основной упор на происхождении почв и процессах почвообразования (Вальков и др., 2006).

1.2. УСЛОВИЯ ФОРМИРОВАНИЯ ГОРОДСКИХ ПОЧВ

Урбанизация и производственная деятельность в городе становятся более приоритетными, чем естественные факторы почвообразования, формируя в новых экологических условиях специфические группы почв и сложный почвенный покров. Этот процесс осложняется также расчлененным рельефом городской территории, который создает различия в условиях дренирования и характере увлажнения отдельных районов города. Сложность почвенного покрова обусловливается и различием в возрасте территорий - от старого центра города с формированием почв на мощном культурном слое до новых районов жилого строительства, где почвообразование происходит на свежих насыпных или перемешанных грунтах. Неоднородность структуры почвенного покрова связаны также и сложной историей развития города, пе-ремешанностью погребенных разновозрастных исторических почв и культурных слоев.

Структура почвенного покрова города отличается от покрова окрестностей следующими характерными особенностями:

мозаичность, как горизонтальная, так и вертикальная неоднородность почвенного покрова в результате локальных антропогенных воздействий в процессе формирования города;

прерывистость (дискретность), фрагментарность распространения почвенного покрова; в любом крупном городе наблюдается пространственная смена почв, почвоподобных тел и грунтов фундаментами зданий, коммуникациями, карьерами и запечатанными почвами под дорогами и асфальтово-бетонными покрытиями;

между почвенными контурами наблюдаются искусственные границы и геометрическая прямоугольная форма почвенных контуров; границы контуров в большой степени определяются расположением дорог и зданий.

Почва как естественно-историческое тело проходит разные этапы развития: становления, активного формирования и стабильного состояния (Ар-чегова, Федорович, 1988).

В течение последних столетий почвенный покров Земли подвергается глобальным антропогенным воздействиям, которые в той или иной степени нарушают процесс функционирования почв, вмешиваются в естественный ход их развития. Среди антропогенных воздействий различают прямые, непосредственно влияющие на почву, и косвенные, влияющие на почву опосредованно, через изменение факторов почвообразования (климата, рельефа, почвообразующих пород, растительности и др.) (Лебедева, Тонконогов, 1994).

Почвенно-геохимические процессы, происходящие в городских ландшафтах, отличаются процессов в естественных условиях скоростью и свойствами. Городские системы подвергаются катастрофическим воздействиям с высокой степенью интенсивности. Это часто приводит к гибели самой системы, образованию новой, и как следствие, формированию нового почвенного покрова (Герасимова и др., 2003).

История крупного города (промышленное и жилое строительство и реконструкция, технологеское обновление на ведущих предприятиях, перераспределение транспортных потоков) является фактором постоянного переформирования его специфической геохимической среды (Стурман и др., 2000).

Формирование почв города происходит с течением времени и может принимать форму следующих моделей эволюции:

-изменение унаследованных почв. В данном процессе преобладает естественная эволюция в почвах городских лесов и лесопарков с дополнительными признаками урбопедогенеза («почва по почве»);

-образование почв на органо-минеральных перемешанных, насыпных или намывных грунтах в районах строительства жилых районов и в средней части города («почва на грунте») - от ноль-момента до настоящего времени;

Все перечисленные модели эволюции осложнены процессами химического и физического загрязнения, окарбоначивания, подщелачивания, засоления и т.д.

Эволюция и трансформация городских почв обусловлены следующими особенностями:

- функциональными и хозяйственными особенностями использования разных частей города (промышленной, жилой, природно-рекреационной зон и т.д.);

-субстратом (химическими, минералогическими, физико-механическими особенностями культурного слоя, техногенных и природных грунтов, сохранившихся естественных почв);

-возрастом почвенного покрова, имеющего широкий спектр в различных частях города: от старого центра с глубоким многометровым культурным слоем и серией погребенных естественных и городских почв (возраст пх 100-1000 лет) до современных микрорайонов, созданных на местах недавно бывших пахотных или лесных земель (возраст пх 1-Ю лет).

Современный городской ландшафт, также как и почвенный покров создается при глубоком преобразовании грунтов в несколько этапов:

Техногенный этап характеризуется нарушением почвенно-грунтовой толщи до глубины 3-6 м, полным уничтожением почвенно-растительного покрова, обнажением грунта, вызванными современными технологиями жилого строительства.

Этап технической рекультивации характеризуется засыпанием оставшихся неровностей неорельефа со строительным мусором разнообразного состава и химизма после строительства зданий, намыванием и выравнивнием привозными или местными грунтами.

После глубокого кардинального изменения ландшафта начинается физическая и структурная стабилизация, сопровождающаяся уплотнением и усадкой грунтов, формированием гидрогеологического режима. Затем разви-

тие может идти двумя путями - либо поселением первичной растительности и формированием эмбриоземов, либо проведением этапа биологической рекультивации, нанесением на грунт плодородного слоя почвы или торфо-компостной смеси (Герасимова и др., 2003).

Перемешивание горизонтов почвы с материнской и подстилающей породами происходит при рытье котлованов и траншей, в результате чего и появляются почвогрунты, различные почвообразования. Насыпные почвогрун-ты зачастую занимают в 2-3 раза больше площади, которая реально необходима под объект строительства (Мамаева, 1984).

Следовательно, ведущим фактором почвообразования в большинстве типов доминирующих и субдоминирующих городских ландшафтов (урбо-ландшафтов) является техногенез, часто подавляющий влияние естественных, в первую очередь, биоклиматических почвообразующих факторов. Перераспределение различных составляющих техногенеза и природных поч-венно-геохимических процессов в городах исключительно сложна. Но можно сказать, что по характеру геохимического изменения естественных и измененных в разной степени городских почв относительно фоновых почв в данном регионе можно судить об уровне их техногенной трансформации (Тю-тюнник, Горлицкий, 1998).

Влияние атмосферы как природного тела на почвообразование выражается в обмене между ней и почвой лучистой и тепловой энергией, солями, влагой, пылью и газами. Данные виды обмена двусторонние, но в определенных условиях некоторые из них могут приобретать резко выраженную асси-метричность или даже превращаться в односторонний поток вещества или энергии (Роде, 1984).

Мегаполисы активно воздействуют на ландшафт и, как следствие, на первоначальный климат. Некоторые исследователи настаивают на необходимости выделения такой разновидности климата, как городской. Иногда отличия в климате города и окрестностей бывают равнозначны широтному сме-

щению на 200-300 км к югу. В атмосфере создаются островки пыли и тепла, существенно влияющие на температуру воздуха и осадки. В среднем температура в центре города выше на 3-4°С, чем на его окраинах и окрестностях (Рощина, Шуралева, 2004).

Основная часть осадков минует почвенное тело по причине экраниро-ванности поверхности, а интенсивное нагревание асфальтового покрытия и городских зданий приводит к перегреву почвы.

Необходимо учитывать не только внешний рельеф поверхности, но и внутренний рельеф, т.е. относительное пространственное положение и форму различных слоев почвы и грунта, которые имеют значение для возникновения грунтового и почвенного стока.

Важным фактором, влияющим на процессы, протекающие в данной почве, является рельеф не только того участка, который занят ею, но и его отношение к рельефу соседних участков, потому что последним определяется возможность поступления веществ в данную почву со стороны почв соседних участков, и наоборот, возможность отдачи веществ почвам этих участков (Роде, 1984).

Рельеф города оказывает влияние не только на водную, но и на воздушную миграцию поллютантов (Касимов, Перельман, 1995).

Природные геохимические потоки пополняются примесями механического, взвешенного, растворенного минерального и органического вещества за счет антропогенных факторов и источников (шахтных, индустриально-городских вод, удобрений, мелкозема эродированных полей) (Ковда, 1985).

Почвообразующими породами в городе могут выступать:

- насыпные грунтыи намывные грунты;

- естественные субстраты;

- культурный слой.

Характерной особенностью городов является образование мощного культурного слоя на естественных почвах, состоящего из отходов города

прошлых эпох и строительного материала (Экологические аспекты городских экосистем, 1984).

Мощность или толщина культурного слоя может колебаться от нескольких сантиметров до десятков метров (до 12 м в Саратове, до 22 м в Москве) и характеризуется контрастностью даже в пределах небольших территорий.

Основной причиной трансформации почвенного покрова крупных городов является растущая во времени и пространстве строительная деятельность человечества. С этим связаны почвенные изменения, заключающиеся в снятии, уничтожении или перемещении плодородного слоя, а также накопление на данной территории вредных промышленных и строительных отходов (Согёэеп, 1996).

Культурный слой современных городов включает в свой состав самые разнообразные примеси строительного мусора, битого кирпича, камня, ветоши, предметов домашнего обихода, заброшенных фундаментов зданий, погребов, колодцев, бревенчатых и дощатых настилов, булыжных и асфальтовых покрытий. Основным компонентом этих отложений обычно является строительный мусор. Разновозрастная система погребенных городских почв формирует культурный слой урболандшафтов.

Почвенная микробиота является одним из ведущих факторов почвообразования, играющим главную роль в процессах деструкции и трансформации органического вещества почвы, при этом являясь его составной частью.

Урбанофитоценозам присущи искусственно сформированные растительные сообщества, и их экологическое функционирование в основном определяется вкладом человека: внесение минеральных и органических удобрений, удаление опавшей листвы и т.д.

Важное значение при сильной запыленности городского воздуха имеет санитарно-гигиеническая роль зеленых насаждений. Деревья способны улавливать 42% пыли воздуха в течение вегетационного периода. Насаждения

оказывают положительное влияние на тепловой режим. Кроме того, озелененные территории способны увеличивать влажность воздуха (Ладонина, Ладонин, 1999).

Растениями поглощаются из атмосферного воздуха и тяжелые металлы, что в некоторой степени снижает их концентрацию. Накопление поллютан-тов в растениях зависит от их толерантности, их способности переводить соединения металлов в физиологически неактивное состояние (Beckett, Davis, 1978; Goraich, Gambus, 1992).

Некоторые растения целесообразно использовать для очищения почвы от химического загрязнения, так как они способны поглощать большое количество тяжелых металлов (O'Connor et all, 1990; Wilke, 1991; Antosiewicz, 1992).

При этом очень высокое значение твердости по сопротивлению расклиниванию отрицательно действует на жизнедеятельность растений и затрудняет развитие корневой системы (Безуглова, Клименко, 1998).

Деградация травяного покрова, вызванного уплотнением почв, их вытаптыванием и проведением строительных работ, может привести к вторичному загрязнению пылеватыми и песчаными частицами (Ладонина, Ладонин, 1999).

1.3.ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ СПЕЦИФИКА ПОЧВ ГОРОДСКИХ ТЕРРИТОРИЙ

Почва, являясь основным элементом городской экосистемы, определяет многие особенности этой системы. Для городских почв характерны увеличение уплотнения, содержания тонкодисперсных (глинистых) фракций, из-

менением структуры почвенных горизонтов в сторону слоеватости и формирования крупнопластинчатых отдельностей (Груздев, 1990).

Наиболее характерной чертой структуры почвенного покрова города является его прерывистость и фрагментарность распространения. Отличительной характеристикой городских почв, особенно почв в центре города, является большое количество антропогенных включений в средней и нижней частях почвенного профиля. Важное место в профилях городов занимает насыпной грунт, имеющий как минимум один литологический перерыв.

Для большинства урбаноземов характерны следующие особенности (Строганова, 1998):

-отсутствие естественных почвенных горизонтов;

-сочетание в профиле почв различных по окраске и мощности слоев искусственного происхождения;

-скелетный материал состоит в основном из строительного и бытового мусора (кирпичной крошки, асфальта, битого стекла, угля и т.д.) в сочетании с промышленными отходами, торфокомпостной смесью или включениями фрагментов естественных почвенных горизонтов;

- встречаются слои, состоящие только из отходов и мусора. Урбаноземы в значительной степени отличаются от естественных почв по физическим свойствам.

Для городских почв важное почвенно-геохимическое значение имеет слоистость грунтов по гранулометрическому составу, потому что служит экранирующим и капиллярно-прерывающим барьером.

Содержание мелкозема является важным фактором, так как он определяет степень влагоемкости. Для городских экосистем характерно привнесение в почву песка и гравия, промышленных отходов и строительных материалов, имеющих размеры гравия и камней.

Многие городские почвы содержат слои твердых обломков щебня заостренной формы, что затрудняет в такие субстраты корней и дождевых червей.

В условиях мегаполиса в результате интенсивного антропогенного и техногенного воздействия в городских почвах развиваются негативные процессы, ухудшающие их качество и снижающие их возможность к выполнению экологических функций. Основными негативными проявления ми антропогенного воздействия в городских почвах являются следующие: разрушение и нарушение почвенного профиля, истощение органопрофиля (де-гумификация), переуплотнение, нарушение водно-воздушного, теплового режимов (недостаток или избыток тепла и влаги), газового режима, изменение кислотности в сторону подщелачивания, химическое и биологическое загрязнение, засоление и осолонцевание, а также снижение биологической продуктивности и сокращение биоразнообразия в результате развития негативных абиотических условий функционирования живых организмов ( Яковлев и др., 2010).

Захламление поверхности грунта строительным мусором и значительное переуплотнение почвы за счет воздействия крупногабаритной техники наиболее часто встречаемый неблагоприятный фактор антропогенного воздействия на почвенный покров, особенно на участках завершившегося строительства. Парковка автотранспорта на озелененных участках приводит не только к уничтожению газона, но и к значительному уплотнению почвенного покрова с механическим повреждением верхнего органогенного горизонта. Переуплотнение, в свою очередь, становится причиной ухудшения водно-воздушных свойств почвы и, как следствие, вызывает угнетение роста растительности.

Таким образом, в результате регулярного антропогенного (техногенного) влияния, которое невозможно исключить при современном укладе жизни, происходит неизбежное ухудшение качества городских почв.

Урбанофитоценозы выполняют не только санитарно-гигиенические, но и эстетические функции и находятся в жестких условиях существования. Высокая рекреационная нагрузка, вытаптывание почвенного покрова, уплотнение почвенной поверхности вызывает угнетенное состояние или гибель растений в условиях города, затрудняет проникновение корней растений вглубь профиля.

Способность почвы накапливать запасы доступной влаги для растений и воздуха характеризуется плотностью сложения почвы. Она оказывает влияние на поглощение влаги, развитие корневых систем растений, газообмен в почве, интенсивность микробиологических процессов.

В отдельных типах городских почв может значительно различаться содержание гумуса, кислотность, гранулометрический состав и ряд других показателей, определяющих уровень устойчивости почв к антропогенному воздействию (Смагин и др., 2008). На изменение физических свойств влияет увеличение объемной массы поверхностных слоев почв: на участках с усиленным движением оно доходит до 1,7 г/смЗ, эта величина может равняться 0,8-0,9 г/смЗ в насыпных почвах, удобренных органическим веществом. Происходящее со временем уплотнение приводит к созданию условий в корнеобитаемом слое, близких к анаэробным, изменению структуры почвенных горизонтов, образованию слоеватости и формированию крупнопластинчатых отдельностей (Рохмистров, Иванова, 1985).

Зимой снег в городах подвергается уплотнению, что приводит к потере его теплоизоляционных качеств и увеличению промерзаемости почвы (Экология урбанизированных территорий, 1987).

Одним из важных свойств почвы является порозность, обусловливающая водный и воздушный режим. От величины пор зависит передвижение воды в почве, водопроницаемость и водоподъемная способность, мобильность воды. Порозность колеблется от 45 до 75% на территориях, где почва практически не подвергается уплотнению (в лесопарках, садах и на бульва-

pax). Уплотнение почвы снижает ее до уровня 25-45%, что приводит к ухудшению вводно-воздушного режима почвы.

Воздухоемкость и влагоемкость связаны с порозностью почв. Накопление в ней влаги уменьшается с ухудшением водно-физических свойств, особенно в летние месяцы, составляя до 14% от их влагоемкости на уплотненных участках.

Городским почвам присуща провальная или мозаичная водопроницаемость, обусловленная наличием пустот в профиле за счет строительного или бытового мусора. В почвах прослеживается зависимость между плотностью сложения почвы и скоростью фильтрации воды в ней. Например, в верхних слоях почвы в естественном состоянии водопроницаемость на 60% выше по сравнению со средне вытоптанным участком и в четыре раза выше по сравнению с сильно вытоптанным (Герасимова и др., 2003).

Также важную роль в процессах переноса влаги и энергии на границе поверхности суши и атмосферы играет влажность почвы вследствие испарения, инфильтрации и транспирации (Чухланцев и др., 2004).

Повышение влажности от 20 до 80% от полевой влагоемкости всегда вызывает увеличение ферментативной активности почвы (Экологическая роль..., 1986).

Интенсивность газообмена между атмосферой и городской почвой, а также состав газовой фазы почвы, определяющийся процессами транспорта газов из атмосферы и внутри почвы имеет важное значение для улучшения экологической ситуации в городе и здоровья его жителей. Экранирующее действие искусственных покрытий и утечки природного газа из городской газопроводной сети влияет на газовый состав почв в городе, помимо плотности сложения, влажности почвы и др.

Асфальтовое покрытие почти полностью экранирует почву. Отрицательным последствием затрудненного газообмена является пониженное поступление кислорода: коэффициент диффузии кислорода уменьшается от

3,8x10-2 см2/с на открытом пространстве до 5x10-5 см2/с под асфальтовым покрытием. При таком коэффициенте диффузии, если нет других источников поступления кислорода, его количество недостаточно для жизнедеятельности аэробных организмов и корней деревьев в 10 -сантиметровом слое почвы. Кислород также может поступать в почву под асфальтом из трещин и участков, граничащих с дорогой, при этом наблюдается прямая зависимость количества кислорода в центре дороги от ее ширины.

На газовый состав почв влияют и утечки газа из городских газовых коммуникаций, что может являться причиной усыхания деревьев и кустарников в городе.

При поступлении природного газа (в основном это метан, этан, пропан) в почву, значительно (в 50-100 раз) возрастает интенсивность микробиологического окисления метана и других газов ввиду активного развития специфической группы анаэробных микроорганизмов, что увеличивает потребление 02 и продуцирование С02 (Герасимова и др., 2003).

Исследования сезонной динамики эмиссии метана в атмосферу показали, что в почвах различных функциональных зон и типов она проявляется неодинаково с максимумами в различное время года (Whalen, Reeburgh, 1988; Zelenev, 1996).

1.4. ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКОЕ И ГИГИЕНИЧЕСКОЕ НОРМИРОВАНИЕ ПОЧВ УРБОЛАНДШАФОВ

Почвы всех категорий земель должны демонстрировать проявление основных экологических функций, что соответствует всем санитарно-гигиеническим, экологическим, земельным требованиям, изложенным в дей-

ствующем законодательстве (Земельный кодекс Российской Федерации, Федеральный закон «Об охране окружающей среды», Федеральный закон «О санитарно-эпидемиологическом благополучии населения»).

К основным критериям, определяющим уровень допустимых значений качества городских почв, могут быть отнесены следующие:

- установление потери биоорганического потенциала почв, не превышающей определенного уровня (по данным экспертной оценки потеря биологической активности почв и содержания органики не должна превышать 30 % его фоновых значений);

- установление пороговых значений загрязнения и деградации почв, при которых не возможен массированный переход загрязняющих веществ и почвенного мелкозема в сопредельные природные среды;

- различная устойчивость почв к антропогенному воздействию в зависимости от их природных свойств (гумусированности, кислотности, гранулометрического состава и др.).

- учет разнообразия видов хозяйственного использования земель (Яковлев и др., 2010).

Т\ V О о

В настоящее время в нашей стране нет единои нормативной и методической базы, направленной на определение экологической нормы качества почв земель разных категорий и видов хозяйственного назначения. Экологическое нормирование почв земель разного хозяйственного назначения сталкивается с рядом трудностей. Во-первых, каждый вид хозяйственного использования земель так или иначе меняет экологические (природные) свойства почв, во-вторых, каждый вид использования имеет свои законодательно установленные правила обращения с земельными ресурсами, что отражается на хозяйственных, социальных, экологических и гигиенических нормах допустимой деградации и загрязнения почв. Таким образом, в процессе установления норм для почв разных категорий земель разработчики сталкиваются с решением сложной многоплановой задачи, которая в динамично разви-

вающейся управленческой практике природопользования часто решается без должного научного обоснования.

Степень отклонения текущего состояния почв от принятого за экологическую норму для конкретного вида использования почв, правильно оценить целесообразность их хозяйственного применения, принятия однозначного решения о необходимости проведения рекультивационных работ и т.д., невозможно точно рассчитать из-за сложившейся неопределенности. Решение этой проблемы возможно лишь при формировании единого научно-обоснованного представления о норме экологического качества почв для земель разного хозяйственного назначения у природоохранных и природно-ресурсных органов государственного управления.

Основополагающим условием реализации задач по управлению качеством городских почв является создание системы показателей (стандартов) качества вещественного состава и структурной организации городских почв и системы показателей допустимого воздействия на почвы. Данная система должна основываться на установлении диапазона значений, соответствующих оптимальному экологическому состоянию почвы (допустимому экологическому качеству почв) и на установлении адекватного диапазона значений, соответствующих оптимальному антропогенному воздействию на почву (допустимому антропогенному воздействию на почву).

Основополагающим условием реализации задач по управлению качеством городских почв является создание системы показателей (стандартов) качества вещественного состава и структурной организации городских почв и системы показателей допустимого воздействия на почвы. Разработка данной системы должна основываться на установлении диапазона значений, соответствующих оптимальному экологическому состоянию почвы (допустимому экологическому качеству почв) и на установлении адекватного диапазона значений, соответствующих оптимальному антропогенному воздействию на почву (Яковлев и др., 2010).

В настоящее время вопросы экологической оценки и нормирования качества почв рассредоточены в нормативных документах различных отраслей и видов законодательств (природоохранного, земельного, санитарно-гигиенического, сельскохозяйственного, градостроительного, строительного и др.). Зачастую эти документы обеспечивают соблюдение, в первую очередь, интересов природопользователей, в ущерб качеству окружающей среды.

Иррациональная тенденция приоритета ресурсного развития экономики в последний десятилетия в нашей стране, переориентация на переход к новым правовым формам землепользования без должного научно-практического и правового обоснования, на фоне малоэффективной системы государственного учета ресурсов и управления, остаются главной причиной катастрофической деградации городских почв и одной из ключевых проблем обеспечения национальной безопасности России.

Почвы разной типовой принадлежности, определяемой в основном гранулометрическим составом, содержанием органики и кислотностью, обладают разной устойчивостью к антропогенной нагрузке. В отличие от однородных компонентов природы (атмосферного воздуха, водной среды), характеризующихся примерно одинаковым уровнем допустимого загрязнения в разных природных зонах, уровни допустимого загрязнения для почв разных природных зон могут отличаться по тем же показателям до десяти и более раз (Яковлев, Гучок, 2007).

В разныхтипах почв может значительно различаться содержание гумуса, кислотность, гранулометрический состав и ряд других показателей, определяющих уровень устойчивости почв к антропогенному воздействию. (Сма-гин, Шоба, Макаров, 2008; Строганова, 1997; Смагин и др., 2006).

Для оценки состояния экологической опасности техногенных ореолов различного рода поллютантов вокруг источников загрязнения в почвах используется несколько подходов. В первую очередь оценивается уровень хи-

мического загрязнения почв по показателям, разработанным при совместных геохимических и гигиенических исследованиях окружающей среды городов с действующими источниками загрязнения (Гигиеническая оценка качества почвы населенных мест, 1999). К таким показателям относятся коэффициент концентрации химического вещества (Кс), равный фактическому отношению определяемого вещества в почве (мг/кг) к региональному фоновому содержанию и суммарный показатель загрязнения (Д^), равный сумме коэффициентов концентраций химических элементов-загрязнителей.

Средние уровни содержания элементов соответствуют наиболее часто встречающимся кларковым значениям или немного ниже их (Касимов, 1995). Поэтому кларки элементов в литосфере можно использовать в качестве фонового показателя при отсутствии детальных исследований фоновой ланд-шафтно-геохимической структуры территории.

При экологической и санитарно-гигиенической оценке загрязнения почв используются экспериментально полученные предельно допустимые концентрации (ПДК) и ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) элементов. Предельно допустимый уровень состояния почв - это тот уровень, при котором начинает изменяться оптимальное количество и качество вновь создаваемого живого вещества, т.е. биологическая продукция (Глазов-ская, 1988). ПДК химического вещества в почве представляет собой комплексный показатель безвредного для человека содержания химического вещества в почве, т.к. критерии, используемые при его обосновании, отражают возможные пути воздействия загрязнителя на контактирующие среды, биологическую активность почвы и процессы ее самоочищения (Гигиеническая оценка качества почвы населенных мест, 1999). Показатель ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) диагностирует удовлетворительную экологическую ситуацию, при которой не желательно допускать попадание тяжелых металлов в почву (Строганова и др., 1998).

Разработка четких критериев предельных уровней содержания хичиче-ских элементов-поллютантов для почв различных природных зон и областей затруднена из-за сильной дифференциации природного фона тяжелых металлов. Основным фактором, влияющим на ПДК тяжелых металлов в почвах, являются их щелочно-кислотные свойства и содержание гумуса, определяющие устойчивость почв к загрязнению этими элементами (Касимов, 1995). Зависимость между рН почв и ПДК для кадмия и свинца почти линейная, т. е. в кислых и щелочных почвах их ПДК могут отличаться почти на порядок (Обухов, Ефремова, 1988 цит. по Касимову, 1995). Поэтому предельные концентрации необходимо устанавливать для крупных почвенно-климатических регионов с похожими щелочно-кислотными и окислительно-восстановительными условиями, близким по уровнню устойчивости к загрязняющим веществам (Глазовская, 1988).

Используемые для почвы и растений ПДК пока слишком обобщены и охватывают далеко не все тяжелые металлы. Не всегда четко прослеживается их охранительное назначение, поскольку в принципе могут быть ПДК тяжелых металлов в почве для охраны почвы и ПДК тяжелых металлов для охраны растений и т.д (Ильин, 1991).

Существенным недостатком нормирования является то, что в ПДК пока не учитывается совокупный отрицательный эффект тяжелых металлов, хотя известно, что почвы загрязняются обычно не одним, а несколькими химическими элементами, и что суммарный эффект токсичности последних в несколько раз выше, чем наиболее высокий индивидуальный. Например, смесь ионов цинка и меди в 5 раз более токсична, чем можно было ожидать, суммируя действия каждого их них (Приваленко, 1993). Поэтому разработанные ПДК следует воспринимать только как "опорные точки для сравнительных оценок" (Эйхлер, 1965, цит. по Ильину, 1991).

Таким образом, содержание химических элементов в городских почвах нормируется обычно через показатели почвенно-геохимического фона, клар-

ки литосферы и предельно допустимые концентрации для почв одной геохимической ассоциации.

Для экологической оценки среды было предложено использовать интегральный комплексный показатель "уровень экологической опасности (УЭО) почв", который учитывает как антропогенное загрязнение почв, так и степень их опасности для человека (Чуков, Чертов (1996). В качестве критерия загрязнения почв принята сумма концентраций приоритетных для данного города загрязнителей, сопоставляемым с региональным фоновым уровнем (для ТМ) или с ПДК (для органических токсикантов).

ГЛАВА 2. ЗАГРЯЗНЕНИЕ ГОРОДСКИХ ПОЧВ ТЯЖЕЛЫМИ

МЕТАЛЛАМИ

2.1. ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ

Примечательной чертой настоящего времени стало постоянное увеличение числа химических веществ во всех сферах жизни. По расчетам специалистов, в настоящее время в природной среде содержится от 7 до 8,6 млн. химических веществ, при этом их число каждый год пополняется еще на 250 тысяч новых соединений (Шеуджен, 2003).

К исторически сложившимся круговоротам веществ — геологическому, движущей силой которого являются экзогенные и эндогенные геологические процессы, и биологическому, движущей силой которого является деятельность живых организмов - добавился благодаря развитию цивилизации новый круговорот веществ — антропогенный, или техногенный, движущей силой которого является производственно-хозяйственной деятельностью человека.

Антропогенный круговорот в отличие от естественных включает в себя компоненты, ранее в природе не существовавшие, и в большинстве случаев является незамкнутым, что и приводит к загрязнению природной среды. Основной вклад в этом загрязнении принадлежит избыточному поступлению в биосферу так называемых «тяжелых металлов».

В настоящее время к тяжелым металлам (ТМ) относят более 40 металлов периодической системы Д.И. Менделеева с атомной массой свыше 50 атомных единиц: V, Сг, Мп, Бе, Со, №, Си, Хп, Мо, Сс1, Бп, Щ, РЬ, В1 и др. (Ильин, 1991; Орлов и др., 1991). При этом немаловажную роль в категори-ровании тяжелых металлов играют следующие условия: их высокая токсичность для живых организмов в относительно низких концентрациях, а также способность к биоаккумуляции и биомагнификации. Практически все метал-

лы, попадающие под это определение (за исключением свинца, ртути, кадмия и висмута, биологическая роль, которых на настоящий момент не ясна), активно участвуют в биологических процессах, входят в состав многих ферментов (Остроумов, 1986; Островская, 1987). По мнению исследователей,

о

тяжелыми следует считать металлы с плотностью более 8 г/см ( РЬ, Си, Zn, №, Сё, Со, БЬ, 8п, В1, ВД (Реймерс, 1990).

Формально большое количество элементов соответствует определению тяжелые металлы. Однако соединения этих элементов далеко не равнозначны как загрязняющие вещества. В связи с этим рамки группы тяжелых металлов во многих работах сужаются в соответствии с критериями приоритетности, обусловленными направлением и спецификой работ. У некоторых авторов в перечне химических веществ, подлежащих определению в природных средах на фоновых станциях в биосферных заповедниках, в разделе тяжелые металлы поименованы свинец, ртуть, кадмий,мышьяк (Израэль, 1978). С другой стороны, согласно решению Целевой группы по выбросам тяжелых металлов, которая собирает и анализирует информацию о выбросах загрязняющих веществ в европейских странах, только цинк, мышьяк, селен и сурьма отне-сятся к тяжелым металлам. По определению Н.Ф. Реймерса (1990) отдельно от тяжелых металлов стоят благородные и редкие металлы, соответственно, остаются только свинец (РЬ), медь (Си), цинк (Ъп), никель (№), кадмий (Сс1), кобальт (Со), сурьма (8Ь), олово (Бп), висмут (В1), ртуть (Н§). В прикладных работах к числу тяжелых металлов чаще всего добавляют следующие химические элементы: платину (Р1:), серебро (А§), вольфрам (\¥), железо (Ре), золото (Аи),марганец (Мп).

Многие тяжелые металлы являются микроэлементами, биологически необходимыми для живых организмов. Они являются и незаменимыми компонентами биокатализаторов и биорегуляторов важнейших физиологических процессов. Однако избыточное содержание этих химических элементов оказывает угнетающее и даже токсическое действие на живые организмы.

2.2. ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В ПОЧВЕ

В таблице 2 представлены тяжелые металлы в соответствии с классом опасности и ПДК в почве исследованных в настоящей работе элементов.

Таблица 2

ПДК элементов в почве (мг/кг почвы)

Элемент Класс опасности ГОСТ 17.4.1.02-83 ПДК мг/кг Валовое содержание

ГН 2.1.7.2041-06 Ю.Н. Водяницкий, 2008

V III 150 -

Сг II 90 100

Со II - 5

N1 II - 85

Си II - 55

Ъъ I - 100

Аъ I 2 2

РЬ II 32 30

Важной особенностью техногенеза металлов является их перевод в такие неустойчивые геохимические формы как свободные металлы. При окислении их растворимость возрастает. Растворимые соединения включаются в процесс биологической миграции, при котором тяжелые металлы не вовлекаются в процесс самоочищения. Их концентрации в ходе миграции могут лишь разбавляться. Тяжелые металлы, включаясь в биологические круговороты и подвергаясь всем типам миграции, загрязняют различные среды обитания: воду, воздух, пищу (Торшин и др., 1990; Соколов, Черников, 1999; Перязева, 2001).

Источники поступления тяжелых металлов в почву различаются на природные и техногенные (табл. 3). Природными являются такие источники как выветривание горных пород и минералов, процессы эрозии и вулканической деятельности. К техногенным относятся такие источники как сжигание

топлива, добыча и промышленная переработка полезных ископаемых, влияние сельского хозяйства, автотранспорта и др. (Бондарев, 1976; Алексеев, 1987; Ильин, 1991; Орлов и др., 1991; Бирагова, 2003). Кроме загрязнения через атмосферу земли сельскохозяйственного назначения загрязняются тяжелыми металлами еще и специфически, при минеральном и органическом удобрении, применении пестицидов, известковании, использовании сточных вод (Торшин и др., 1990; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).

В настоящее время особое внимание ученых посвящено урболандшаф-там. Городские почвы испытывают значительный техногенный пресс, одним из направлением действия которого является химическое загрязнение загрязнение (Приваленко, 1993; Ларина и др., 1996; Ладонина и др., 1999; Ильин и др., 2000; Кадацкий и др., 2001; Ильин, 2002; Хамитова, Степанова, 2004).

На поверхность почвы тяжелые металлы поступают в формах оксидов и различных солей металлов, как растворимых, так и практически нерастворимых в воде (сульфидов, сульфатов, арсенитов и др.). В химическом составе выбросов рудоперерабтывающих предприятий и предприятий цветной металлургии, которые являются ключевым источником химического загрязнения окружающей среды — основная масса металлов (70-90 %) находится в форме оксидов (табл. 3) (Горбатов, 1983).

При попадании на поверхность почв ТМ, в зависимости от характера свойственных данной территории геохимических барьеров, либо накапливаются, либо рассеиваются.

Влияние ТМ на живые организмы зависит, в первую очередь, от концентрации подвижной формы металла в почве. Геохимическая обстановка и уровень техногенного воздействия влияют на степень подвижности тяжелых металлов (Ладонин и др., 1994).

Таблица 3

Источники поступления ТМ в окружающую среду (Вредные химические вещества, 1988)

Элемент Естественное загрязнение Техногенное загрязнение

V В свободном состоянии не встречается, а образует собственные минералы, главными из которых являются шеелит и вольфрамит Выбросы металлургических предприятий.

Сг В элементарном состоянии в природе не встречается. В виде хромита входит в состав земной коры. Выбросы предприятий, где добывают, получают и перерабатывают хром.

Мп Широко распространен в природе и содержится как в земной коре, так и водах морей и рек. По приблизительным оценкам средняя концентрация марганца в земной коре составляет около 1000 мг/кг. Выбросы металлургических предприятий (60% всех выбросов марганца), машиностроительных и металлообрабатывающих (23%), предприятий цветной металлургии (9%), многочисленных мелких источников, например, сварочных работ. Марганец является составляющей промышленной пыли и мигрирует в окружающей среде с частичками пыли.

Ре Железо энергично мигрирует в земной коре, образуя порядка 300 минералов. Выбросы металлургических предприятий.

Со Известно более 100 кобальт-сод ержащих минералов. Сжигание в процессе промышленного производства природных и топливных материалов.

N1 Входит в состав 53 минералов. Выбросы горнорудных предприятий, цветной металлургии, машиностроительных, металлообрабатывающих, химических предприятия, транспорта, ТЭС.

Си Мировые запасы в 2000 году составляли, по оценке экспертов, 954 млн. т, из них 687 млн. т подтверждённые запасы. Предприятия цветной металлургии, транспорт, удобрения и пестициды, процессы сварки, гальванизации, сжигание углеводородных топлив.

Медь входит в состав минералов. Встречается в природе как в соединениях, так и в самородном виде.

Zn Относится к группе рассеянных элементов. Широко распространен во всех геосферах. Входит в состав 64 минералов Сжигание каменного угля, высокотемпературные технологические процессы, потери при транспортировке.

Аз Извержение вулканов, ветровая эрозия. Добыча и переработка мышьяксодержащих руд и минералов, пирометаллургия и получение серной кислоты, суперфосфата; сжигание каменного угля, нефти, торфа, сланцев; синтез и использование мышьяксодержащих ядохимикатов, препаратов, антисептиков.

8г В свободном виде стронций не встречается. Он входит в состав около 40 минералов. Образуется при делении урана, выбросы металлургической промышленности и др.

РЬ Содержится в земной коре, входит в состав минералов. В окружающую среду поступает в виде силикатной пыли почвы, вулканического дыма, испарений лесов, морских солевых аэрозолей и метеоритной пыли. Выбросы продуктов, образующихся при высокотемпературных технологических процессах, выхлопные газы, сточные воды, добыча и переработка металла, транспортировка, истирание и рассеивание его во время работы машин и механизмов.

Связыванию ТМ почвой способствует тяжелый гранулометрический состав и высокое содержание органического вещества. Сорбированность таких катионообразующих металлов как медь, никель, свинец, ртуть, цинк, и др. и увеличение подвижность анионообразующих (хром, молибден, ванадий и др.) усиливается благодаря росту значений рН. С другой стороны, усиление окислительных условий увеличивает миграционную способность металлов (Касимов, 1983; Добровольский, Гришина, 1985). В итоге по способности

почв связывать большинство ТМ, образуется следующий ряд: серозем > чернозем > дерново-подзолистая почва (Горбатов, Обухов, 1989).

Большая часть поступивших на поверхность почвы ТМ закрепляется в верхних гумусовых горизонтах. Тяжелые металлы сорбируются на почвенной поверхности, связываются с органическим веществом почвы, аккумулируются в гидроксидах железа, входят в состав кристаллических решеток глинистых минералов, в результате изоморфного замещения создают собственные минералы, в почвенной влаге находятся в растворимом состоянии, в почвенном воздухе - в газообразном состоянии, являются составной частью почвенной биоты (Кулматов, 1988; Орлов и др., 1991; Добровольский, 1997; Водяницкий, Добровольский, 1998; Мотузова, 1999; Травникова и др., 2000; Brummer et al., 1983).

Тяжелые металлы связаны компанентами твердой фазы почвы как прочными хемосорбционными связями, так и связями, допускающими кати-онный обмен. Обменные формы металлов составляют незначительную часть общей массы металлов в почве (Добровольский, 1997). Основной процесс, контролирующий уровень концентрации тяжелых металлов в почвенных растворах, состоит в различных адсорбционных механизмах, а не в осаждении труднорастворимых соединений (Горбатов, 1988). С течением времени в почвах уменьшается содержание водорастворимой, обменной и непрочносвя-занной форм соединений ТМ вне зависимости от того, как поступили поллю-танты в почву - в виде оксида или растворимой в воде соли (Алексеев, 1979; Тихомиров и др., 1979; Горбатов, Обухов, 1989).

Продолжительность пребывания поллютантов в почве более значительно, чем в других частях биосферы, и загрязнение почвы, особенно тяжелыми металлами, перманентно. Накапливающиеся в почве металлы медленно удаляются при выщелачивании, потреблении растениями, эрозии и дефляции (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Период полуудаления от начальной концентрации ТМ при сильном варьировании для различных элементов, состав-

РОССИЙСКАЯ ГОСУДАРСТВЕННАЯ БИБЛИОТЕКА

ляет достаточно продолжительные периоды времени: для Хп — от 70 до 510 лет; для Сё — от 13 до 110 лет; для Си — от 310 до 1500 лет и для РЬ — от 740 до 5900 лет (Садовникова, 1994).

В отличие от других компонентов природной среды почва не только аккумулирует компоненты загрязнений геохимически, но и выступает природным буфером, фильтром, контролирующим перенос химических элементов и соединений в атмосферу, гидросферу и живое вещество (Колесников и др., 2006).

2.3. ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ НА СВОЙСТВА ПОЧВЫ И ЖИВЫЕ ОРГАНИЗМЫ

Отрицательное влияние загрязнения почв ТМ неоспоримо и имеет следующие отрицательные последствия. Во-первых, поступая по пищевым цепям из почвы в растения, а затем в организм животных и человека, тяжелые металлы провоцируют рост заболеваемости населения и сокращение продолжительности жизни, снижение количества и качества урожаев сельскохозяйственных растений и животноводческой продукции.

Во-вторых, тяжелые металлы способны изменять многие свойства почвы, накапливаясь в ней в больших количествах. Прежде всего изменения ка-сают сябиологических свойств почвы: снижается общая численность микроорганизмов, уменьшается их видовое разнообразие, изменяется структура микробоценозов, падает интенсивность основных микробиологических процессов и активность почвенных ферментов и т.д.

Экологические последствия химического загрязнения почв напрямую связаны с параметрами загрязнения, свойствами почвы, формирующими ее устойчивость, а также зависят от ряда внешних характеристик, влияющих на трансформацию и миграцию загрязняющих веществ (Колесников и др., 2006).

К первой группе факторов относятся: химическая природа поллютан-тов, форма соединения загрязняющих веществ, концентрация их в почве, присутствие других поллютантов, срок от момента попадания в почву и др.

Ко второй группе факторов относятся гранулометрический состав, структура почвы, активность микробиологических и биохимических процессов и др.

К третьей группе факторов относятся влажность, растительный покров, температура, гидрология и др.

В связи с тем, что различные свойства почвы по-разному реагируют на одни и те же параметры загрязнения, ряды токсичности металлов, полученные различными исследователями, могут не совпадать. Различия могут зависеть от значения концентрации металла в почве, химической формы соединения металла, срока экспозиции, типа почвы и других параметров, использованных в исследовании (Колесников и др., 2000).

Содержание металла в почве и степень снижения биологической активности почвы не всегда демонстрируют прямую, и тем более пропорциональную связь, что подтверждает объективные трудности при разработке ПДК для почвы.

Таким образом, при увеличении содержания в почве ТМ свойства почвы ухудшаются. Однако отдельные свойства почвы, например некоторые показатели биологической активности, могут увеличиваться. В основном это наблюдается при незначительном загрязнении, например, в парково-рекриационной зоне города.

При схожем влиянии на свойства почвы загрязнения разными металлами, разница заключается в концентрации металла-поллютанта, при которой проявляются те или иные последствия. Это наглядно видно на примере ПДК разных металлов, которые могут различаться от 1 до 100 раз (Колесников и др, 2006).

Важным фактором, от которого зависят последствия загрязнения, является форма химического соединения металла-загрязнителя. Свободные ионы металлов являются более токсичными, чем их недиссоциированные соли или практически нерастворимые оксиды (Левин и др., 1989).

Помимо этого, следует учитывать возможное дальнейшее геохимическое поведение металла в почве. Например, действие металла зависит от того, образует ли данный химический элемент органические или неорганические комплексные соединения, так как хелатные комплексы, образованные металлом, снижают его токсичность (Anderson, Nilsson, 1976).

Кроме таких традиционных явлений между атомами элементов как синергизм и антагонизм, важно помнить о возможности химического взаимодействия между различными поллютантами с образованием так называемых парагенетических структур, часто имеющих более высокую токсичность, чем исходные соединения. К таким веществам относятся метилртамь, соединения тяжелых металлов с детергентами, пестицидами и т.д. (Гузев, Левин, 2000).

Следовательно, степень токсичности тяжелых металлов зависит от присутствия конкурирующих ионов, вне зависимости от их токсичности, содержания таких макроэлементов как Ca, Р, Mg, К, S, а также образования поллютантами парагенетических соединений с другими загрязняющими веществами — детергентами, пестицидами и др.

Характерным свойством, присущим незагрязненным почвам, является широкая пространственная и временная вариабельность изменения всех основных микробиологических параметров, обусловленная естественными причинами (Звягинцев, Голимбет, 1983; Левин и др., 1989). Эта вариабельность существенно сокращается при загрязнении почв ТМ (Левин и др., 1989).

Химическое загрязнение тяжелыми металлами способно повлиять на общую численность микроорганизмов в почве. У различных групп почвенных микроорганизмов различается чувствительность к тяжелым металлам.

Наблюдается снижение количества бактерий и актиномицетов при загрязнении почв ТМ (Евдокимова, Мозгова, 1975; Скворцова и др., 1980; Евдокимова и др., 1984; Булавко, Наплекова, 1984; Левин и др., 1989; Kabata-Pendias, Pendías, 1973).

Корнеподобные, аммонифицирующие, олигонитрофильные и некоторые споровые бактерии, актиномицеты являются наиболее чувствительными (Стефурак, 1982; Bewley, Stotzky, 1983; Ammann, Коерре, 1984).

Большую устойчивость к загрязнению показывают бактерии, использующие минеральный азот (Евдокимова, Мозгова, 1978; Летунова и др., 1976; Наплекова, Степанова, 1981; Стефурак, 1982) и целлюлозолитические бактерии (Булавко, Наплекова, 1984).

Наиболее сильное токсическое воздействие тяжелые металлы оказывают на аммонифицирующие бактерии. Количество бактерий рода Azotobacter и микроскопических грибов в некоторых случаях увеличивается (Евреинова, Колесников, 2006).

Azotobacter является организмом аэробным, нейтрофильным, гетеротрофным, требовательным к источникам минерального и органического питания, к условиям водно-воздушного режима и нейтральной реакции среды. В случае отсутствия в почве одного из перечисленных факторов рост азотобактера лимитируется и одновременно отрицательно сказывается на плодородии почвы.Следовательно, в качестве критерия оценки состояния почвы может быть использовано наличие в ней азотобактера (Степанов и др., 1988).

Однако не все исследователи наблюдали снижение численности почвенных микроорганизмов. В ряде работ отмечается увеличение общей численности микрофлоры (Кобзев, 1980; Булавко, 1982; Загуральская, Зябченко, 1994). Некоторые авторы объясняют это гибелью чувствительных микроорганизмов и активным развитием устойчивых форм, которые используют энергетический материал погибших клеток в качестве питания.

При загрязнении почвы тяжелыми металлами особенно характерно увеличение численности для микроскопических грибов (Евдокимова и др., 1984; Марфенина, 1985) У них отмечена меньшая чувствительность к воздействию ТМ (Пахотина, 1958; Скворцова, Якушкина, 1980; Наплекова, Степанова, 1981; Перцовская и др., 1982; Косинова, 1985; Tatsuyama et al., 1975; Gingell et al., 1976).

Устойчивость грибов объясняется их физиологическими особенностями, так как в процессе жизнедеятельности они выделяют органические кислоты, нейтрализующие токсическое действие ТМ, образуя с ними комплексы, менее токсичные, чем свободные ионы (Gingell et al., 1976; Gadd, Griffiths, 1978).

Пределы устойчивости к повышенному содержанию тяжелых металлов для большинства дрожжевых организмов довольно широки (Левин, Григорьева, 1988).

Некоторые авторы сообщают об отсутствии достоверных изменений в загрязненных почвах количества микроорганизмов (Wainwright, 1980; Williams, Vollum, 1981; Wang, 1984).

Эти замечания выглядят вполне аргументированно, учитывая значительную природную вариабельность численности микроорганизмов (Звягинцев, Голимбет, 1983; Левин и др., 1989).

Ряд авторов полагает, что невозможно обнаружить достоверные отличия в действии ТМ на почву в концентрациях, в несколько раз превышающих фоновые по численности отдельных групп микроорганизмов (споровых бактерий, грибов, актиномицетов) (Тонкопий и др., 1981).

Только при концентрации загрязнителя вдвое превышающей фоновую обнаруживаются достоверные изменения численности (Левин и др., 1989).

Зачастую противоречивы и неоднозначны результаты исследований влияния ТМ на показатели гумусного состояния почв. При загрязнении почв тяжелыми металлами отмечены как резкие колебания содержания гумуса

(Ильин и др., 2000; Колесников и др., 2000), так и его стабильное снижение в результате подавления биологических процессов (Федорищак, 1978; Чертов, 1990); как снижение содержания гуминовых и фульвокислот, уменьшение величины Сгк:Сфк и степени гумификации (Рева, Филатова, 1978; Гришина и др., 1990), так и прямо противоположные процессы (Чертов, 1990; Прокопо-вич, Кайгородова, 1999), а также совместное протекание процессов в зависимости от содержания в почве металла (Колесников и др., 2000).

Также наблюдалось сокращение доли свободных гуминовых кислот и возрастание содержания гуминовых кислот (Гришина, Конорева, 1984; Гришина и др., 1990; Прокопович, Кайгородова, 1999).

Загрязнение тяжелыми металлами отражается на активности биохимических процессов в почве, изменяя ее ферментативную активность. При высоких концентрациях активность ферментов (уреазы, амилазы, каталазы, де-гидрогеназы, фосфатазы) ингибируется ТМ (Паникова, Перцовская, 1982; Асеева и др., 1988; Ефремова и др., 1988; Tyler, 1974; Hertkort-Obst, Frank, 1980). В некоторых случаях ТМ могут полностью инактивировать некоторые ферменты (Белицина и др., 1989).

По отношению к разным ферментам ингибирующее действие ТМ неодинаково. Разные исследователи наиболее чувствительными называют разные ферменты: инвертазу (Григорян, 1980), дегидрогеназу (Rogers, Li, 1985), уреазу (Hertkort-Obst, Frank, 1980). Большинство авторов тем не менее сравнительную токсичность металлов считают приблизительно постоянной и убывающей в ряду: Cd>Pb>Zn (Левин и др., 1989; Doelman, Haanstra, 1979; Duxbury, 1985; Rogers, Li, 1985). Низкие концентрации ТМ в отличие от высоких концентраций могут оказывать слабое стимулирующее действие на активность ферментов (Краснова, 1982; Левин и др., 1989; Wainwright, 1980).

Существенное влияние загрязнение почв ТМ оказывает на трансформацию азотсодержащих соединений. В большей степени ТМ ингибируют активность азотфиксации (Умаров, Азиева, 1980; Евдокимова и др., 1984; Гри-

шина и др., 1985; Скворцова и др., 1984; Клевенская, 1985; Родынюк,1985; Tyler, 1974). Токсическое действие тяжелых металлов на азотфиксацию в значительной степени зависит от природы поллютанта и убывает в следующем ряду: Co>Cu>Zn>Pb (Умаров, Азиева, 1980; Vesper, Weidensaul, 1978). Малые дозы свинца могут даже стимулировать азотфиксирующую активность (Умаров, Азиева, 1980).

Важным фактором устойчивости почв к загрязнению являются свойства самой почвы. Более чувствительны к загрязнению, чем черноземы, чаще всего бедные, малобуферные почвы (Левин и др., 1989).

Хроническое загрязнение металлами в низких дозах может вызывать больший токсический эффект, чем однократное в высоких (Doelman, 1986).

Несмотря на то, снижение биологической активности почвы отмечается в большинстве случаев, при незначительном загрязнении не редки случаи увеличения численности микроорганизмов, интенсивности микробиологических процессов, ферментативной активности почвы и т.д. (Kolesnikov, Kazeev, 1999). Поэтому между содержанием металла в почве и степенью снижения биологической активности почвы не всегда существует прямая, и тем более пропорциональная связь.

Токсическое действие тяжелых металлов на биологические системы вызвано тем, что они легко связываются с сульфгидрильными группами белков (в том числе и ферментов), подавляя их синтез, и нарушая обмен веществ в организме.

Намного прочнее ионы тяжелых металлов связываются с большинством органических лигандов, чем, например, ионы магния и кальция. В результате перечисленные ионы вступают в конкурентные взаимоотношения за места связывания в активных центрах многих ферментов (термолизина, щелочной фосфатазы, РНК-полимераз, ДНК-полимераз, карбоангидразы альдо-лаз класса П, некоторых алкогольдегидрогеназ и супероксиддисмутазы и др.), что приводит к их инактивации.

Кроме этого, ионы тяжелых металлов легко связываются с остатками дезоксирибозы, рибозы и фосфорной кислоты, а также с азотистыми основаниями, входящими в состав РНК и ДНК, а также их производными (ДТФ, ГТФ, ЦТФ, УТФ и ТТФ). В следствие этого нарушаются процессы транскрипции и трансляции, а также клеточного дыхания (Громов, Павленко, 1989; Торшин и др., 1990; Биогеохимический цикл тяжелых металлов в экосистеме Нижнего Дона, 1991).

Сбалансированность химического состава живых организмов является одним из основных условий нормального роста и развития. Для физиологии организмов взаимодействие химических элементов имеет не меньшее значение, чем явления недостатка и избытка (дефицита и токсичности). Несбалансированность химического состава внешней и внутренней среды может стать причиной химических стрессов у живых организмов.

Значительное количество исследований посвящено изучению механизмов сопротивляемости живых организмов действию тяжелых металлов (Барсукова, 1997; Antonovics et al., 1971; Сох, Hutchinson, 1980; Foy et al., 1978 и ДР-)-

Существенным последствием воздействия тяжелых металлов на живые организмы, которое проявляется на биогеоценотическом и биосферном уровнях организации живого вещества, является блокирование процессов окисления органического вещества. Данный процесс приводит к снижению скорости его минерализации и накоплению в экосистемах. Тем не менее, увеличение концентрации органического вещества приводит к связыванию им тяжелых металлов, что временно снимает нагрузку с экосистемы. Снижение скорости разложения органического вещества за счет снижения численности организмов, их биомассы и интенсивности жизнедеятельности считают пассивной реакцией экосистем на загрязнение ТМ.

Активное противостояние организмов антропогенным нагрузкам проявляется лишь в ходе прижизненной аккумуляции металлов в телах и скелетах. Ответственными за этот процесс являются наиболее устойчивые виды.

Устойчивость живых организмов, прежде всего растений, к повышенному содержанию тяжелых металлов и их способность накапливать высокие концентрации поллютантов могут представлять большую опасность для здоровья людей, потому чсто допускают проникновение загрязняющих веществ в пищевые цепи (Колесников и др., 2000).

Техногенное загрязнение биосферы тяжелыми металлами часто приводит к приближению концентрации химических элементов к верхнему пороговому уровню в различных объектах биосферы, а иногда и превышение его.

Стремительное изменение окружающей среды не позволяет человеку адаптироваться к новому составу пищи, воды и воздуха, нарушает важные физиологические процессы, ставит под угрозу здоровье населения (Торшин и др., 1990).

Заключение диссертации по теме «Экология (по отраслям)», Капралова, Ольга Анатольевна

ВЫВОДЫ

1. Среди ТМ приоритетными загрязнителями почв г. Ростова-на-Дону являются цинк (в отдельных случаях содержание в почве превышает фоновые значения в 30,9 раз), кобальт (в 9,8 раз), никель (в 4,1раз), свинец (в 2,7 раз), мышьяк (в 3 раза), медь (в 2,4 раза), стронций (в 2,4 раза).

2. Интенсивность аккумуляции (превышение над фоном) ТМ в почве промышленной зоны убывает в ряду: Ъп > Со > № > Си >Аз > 8г > РЬ > Сг = V; в транспортной зоне: Со > № > Ъп = Аз > Си > Сг = V > РЬ = Бг; в парковой зоне: Со > № > Ъъ > Си = Аз > РЬ > Сг = V = вг.

3. Почвы центральной части г. Ростова-на-Дону загрязнены ТМ больше, чем Западного и Северного жилых массивов. Это связано с продолжительным воздействием (с конца 19-го века) промышленных предприятий на почву в центре города и влиянием крупных авторазвязок в настоящее время.

4. Почвы парковых зон и автомобильных развязок г. Ростова-на-Дону имеют допустимый уровень загрязнения (СПЗ от 1 до 15 усл. ед.), почвы промзон — умеренно опасный (СПЗ от 16 до 32 усл. ед.).

5. Уровень загрязнения ТМ почв разных функциональных зон г. Ростова-на-Дону увеличивается в ряду: парковые зоны =< авторазвязки < промзоны. Биологические свойства почв ухудшаются в ряду: парковые зоны < авторазвязки < промзоны.

6. Загрязнение почв г. Ростова-на-Дону ТМ, как правило, ведет к ухудшению их биологических свойств: снижается активность каталазы и дегидрогена-зы, обилие бактерий рода Аго^Ьа^ег, ухудшаются показатели прорастания и начального роста растений.

7. Показатели биологической активности не всегда тесно коррелируют со степенью загрязнения почвы ТМ. Максимальные значения коэффициентов корреляции наблюдались в промышленной зоне, что связано с наибольшим загрязнением ТМ почв этой зоны.

8. По степени информативности биологические показатели образуют следующий ряд: активность каталазы > масса побегов > всхожесть > обилие бактерий рода Azotobacter > длина корней > активность дегидроге-назы.

9. Биологические показатели, такие как активность каталазы и дегидрогена-зы, обилие бактерий рода Azotobacter, всхожесть семян целесообразно использовать для биодиагностики состояния городских почв, подверженных загрязнению ТМ.

109

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Капралова, Ольга Анатольевна, 2012 год

ЛИТЕРАТУРА

1. Александрова JI.H. Органическое вещество почвы и процессы его трансформации. Л.: Наука. Ленингр. отд-ние, 1980. 288 с.

2. Алексеев A.A. Подвижность цинка и кадмия в почвах. Автореф. дис. ... канд. наук. М., 1979. 24 с.

3. Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. М.: Агропром-издат, 1987. 140 с.

4. Арчегова И.Б., Федорович В.А. О биологической сущности почвы (методологические проблемы почвоведения) // Научные доклады. Коми научный центр УрО АН СССР. - 1988.- С. 36

5. Асеева И.В., Лаврентьева В.А., Коновалова O.E. Влияние аэротехногенного загрязнения на биохимическую активность дерново-подзолистой почвы // Экотоксикология и охрана природы. Рига, 1988. С. 18-19

6. Бабьева М.А., Зенова Н.К. Биология почв. М.: Изд-во МГУ, 1989. 336 с.

7. Барсукова B.C. Физиолого-генетические аспекты устойчивости растений к тяжелым металлам: Аналит. обзор. Новосибирск: СО РАН ГПНТБ, 1997. 67 с.

8. Безуглова О.С., Величко В.Ю., Приваленко В.В. Влияние урбанизации на свойства почвенного покрова г. Азова // Межвузовский сборник научных трудов - Ростов-на-Дону, 1999. - Вып.З. - С. 85.

9. Безуглова О.С., Клименко Г.Г. Методические указания к лабораторным занятиям по физике почв. Часть 1,2. - Ростов-на-Дону; 1998. - 28с.

10. Безуглова О.С., Крыщенко B.C., Приваленко В.В., Горбов С.Н. Особенности почвенного покрова урболандшафта Ростова-на-Дону // Тез. докл. междунар. конференции «Проблемы антропогенного почвообразования». - т. 2. - 1997. - С. 203- 205.

11. Белицина Г.Д., Дронова Н.Я., Скворцова И.Н., Томилина Л.Н. Изменение некоторых показателей биологической активности почв под влиянием антропогенной нагрузки // Почвоведение. 1989. № 1. С. 140-144.

12. Березин П. М. Гудима И. И. Физическая деградация почвы: параметры состояния. //Почвоведение, 1994, №11, с. 67-70.

13. Биогеохимический цикл тяжелых металлов в экосистеме Нижнего Дона / Бессонов O.A., Белова СЛ., Водолазкин Д.И. и др. Ростов н/Д: Изд-во Ростовского ун-та, 1991. 112 с

14. Бирагова Н.Ф. Основные источники поступления тяжелых металлов в окружающую среду. Хранение и переработка сельхозсырья. 2003. № 6. С. 35-36.

15. Бондарев Л.Г. Ландшафты, металлы и человек. - М.: Мысль, 1976. 72 с.

16. Булавко Г.И. Влияние различных соединений свинца на почвенную микрофлору. Изв. Сиб. отд. АН СССР, вып. 1. Сер. биол. 1982. №5. С. 7986.

17. Булавко Г.И., Наплекова H.H. Влияние различных соединений свинца на биологическую активность почв // Изв. СО АН СССР. Сер. биол. 1982. № 10/2. С. 85-90.

18. Булавко Г.И., Наплекова H.H. Влияние свинца на микрофлору дерново-подзолистой почвы и чернозема выщелоченного // Изв. СО АН СССР. Сер. биол. наук. 1984. №18/3. С. 36-39.

19. Бычинский В.А., Вашукевич Н.В. Тяжелые металлы в почвах в зоне влияния промышленного города. Иркутск, 2008

20. Вальков В.Ф., Казеев К.Ш., Колесников С.И. Достоинства и недостатки новой классификации почв России // Почвоведение. 2006. № 5. С. 621-626.

21. Вальков В.Ф., Казеев К.Ш., Колесников С.И. Методология исследования биологической активности почв на примере Северного Кавказа // Научная мысль Кавказа. Изд-во СКНЦВШ. 1999. № 1. С. 32-37.

22. Вальков В.Ф., Казеев К.Ш., Колесников С.И. Почвы Юга России. Ростов-на-Дону: Изд-во «Эверест», 2008. 276 с.

23. Вальков В.Ф., Штомпель Ю.А., Трубилин И.Т., Котляров И.С., Со-ляник Г.М. Почвы Краснодарского края, их использование и охрана. Ростов н/Д: Изд-во СКНЦ ВШ, 1996Ъ. 192 с

24. Вахненко Д.В. Антропогенная трансформация флоры Северовосточного Приазовья в пределах Ростовской городской агломерации // Автореф. дис.....кандидата биол. наук. Краснодар, 2000. - 18 с.

25. Водяницкий Ю.Н., Добровольский В.В. Железистые минералы и тяжелые металлы в почвах. М.: Почвенный институт им. В.В. Докучаева РАСХН. 1998. 216 с.

26. Водяницкий Ю.Н. Тяжелые и сверхтяжелые металлы и металлоиды в загрязненных почвах. - М.: ГНУ Почвенный институт им. В.В. Докучаева Россельхозакадемии, 2009.

27. Вредные химические вещества. Неорганические соединения элементов 1-1У групп: Справ, изд. Л.: Химия, 1988. 512 с.

28. Герасимова М.И., Быстрицкая Т.Л. Влияние типа использования территории на микростроение обыкновенных черноземов // Микроморфология антропогенно-измененных почв. Сборник науч. Тр. М.: Наука, 1988, С. 48-55.

29. Герасимова М.И., Строгонова М.Н., Можарова Н.В., Прокофьева Т.В. -Антропогенные почвы: генезис, география, рекультивация.- Смоленск: Ойкумена, 2003. - 268 с.

30. Гигиеническая оценка почвы населенных мест (методические указания) / Сысина А.Н., Марциновский Е.М..-М.: Минздрав России, 1999.-55 с.

31. Гигиенические нормативы ГН 2.1.7.2041-06. Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в почве. Введены в действие постановлением Главного государственного санитарного врача Российской Федерации от 23 января 2006 г. № 1.

32. Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. М.: Высш. шк., 1988. 328 с.

33. Гончарова Л.Ю., Безуглова О.С., Вальков В.Ф. Сезонная динамика содержания гумуса и ферментативной активности чернозема обыкновенного карбонатного //Почвоведение, 1990, № 10. - С. 86-93.

34. Горбатов В.С Трансформация соединений цинка, свинца и кадмия в почвах. Дис.... канд. биол. наук. М., 1983. 161 с.

35. Горбатов B.C. Устойчивость и трансформация оксидов тяжелых металлов (Zn, Pb, Cd) в почвах // Почвоведение. 1988. №1. С. 35-43.

36. Горбатов B.C., Обухов А.И. Динамика трансформации малорастворимых соединений цинка, свинца и кадмия в почвах // Почвоведение. 1989. №6. С. 129-133.

37. Горбов С.Н. Почвы урболандшафтов г.Ростова-на-Дону, их экологическое состояние и оценка загрязнения: Дис... канд. биол. наук. - Ростов-на-Дону, 2002. - 162 с

38.Горохова И.Н. - Анализ состояния почвенного покрова вдоль трассы МКАД // Экологические системы и приборы. - 2001. - № 2 - С. 12-14.

39. Горяинова Н.В. Гумусное состояние черноземов юга Европейской России // Дис.....кандидата биол. наук. М., 1995. - С.59-75.

40. ГОСТ 17.4.41.02-83. «Охрана природы. Почва. Классификация химических веществ для контроля загрязнения».

41. Григорян К.В. Влияние загрязненных промышленными отходами оросительных вод на физические, физико-химические свойства и биологическую активность почв: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. - М., 1980. 25 с.

42. Григорян К.В., Галстян А.Ш. Влияние загрязненных промышленными отходами оросительных вод на ферментативную активность почв // Почвоведение. 1979. № 3. С. 130-138.

43. Гришина Л.А., Конорева И.А., Фомина Г.Н., Скворцова И.Н. Влияние аэрозагрязнения на биологическую активность дерново-подзолистых почв //Науч. докл. высш. шк. Биол. науки. 1984. №12. С. 83-88.

44. Гришина Л.Г., Макаров М.И., Сапегина И.В. Влияние промышленного загрязнения на органическое вещество почв // Влияние атмосферного загрязнения на свойства почв. М.: Изд-во МГУ, 1990. С. 95-137.

45. Гришина Л.Г., Добротворский А.К. Особенности населения панцирных клещей рекреационных сосняков Верхнего Приобья // Членистоногие Сибири и Дальнего Востока. Новосибирск. 1985. С. 23-28.

46. Громов Б.В., Павленко Г.В. Экология бактерий. Л.: Изд-во Ленинградского университета, 1989. 248 с.

47. Груздев М.В. Городские почвы, их особенности и опыт картографирования (на примере Ярославля) // Известия АН СССР. Сер. география. -1990. -№3.-С. 103-111

48. Данилова М.А. Особенности загрязнения почв урбоэкосистем города Иркутска. - Дипломная работа, ИГУ, 2005 г.

49. Дмитриев Е.А. Математическая статистика в почвоведении. М.: Изд-во МГУ, 1995. 320 с.

50. Добровольский В.В. Биосферные циклы тяжелых металлов и регуля-торная роль почвы // Почвоведение. 1997. № 4. С. 431-441.

51. Добровольский Г.В., Гришина Л.А. Охрана почв. М.: Изд-во МГУ, 1985. 224 с.

52. Доклад председателя комитета по охране окружающей среды и природных ресурсов Ростовской области «О деятельности комитета по охране зеленых насаждений» // Официальный портал Правительства Ростовской области.

53. Доспехов Б.А. Методика полевого опыта. М.: Колос, 1979. 416 с.

54. Дьяченко В.В., Ляшенко Е.А. Эколого-геохимическая оценка ландшафтов Северного Кавказа // Геохимия биосферы: Доклады Междунар. научн. конф. - Смоленск: Ойкумена, 2006. - С. 127-129.

55. Евдокимова Г.А., Кислых Е.Е., Мозгова Н.П. Биологическая активность почв в условиях аэротехногенного загрязнения на Крайнем Севере. Л.: Наука, 1984. 120 с.

56. Евдокимова Г.А., Мозгова Н.П. Влияние промышленного загрязнения на микрофлору почв // Микробиологические методы борьбы с загрязнением окружающей среды. Тезисы докладов конференции. Пущино, 2224 дек. 1975. С. 109-111.

57. Евдокимова Г.А., Мозгова Н.П. Влияние тяжелых металлов промышленных выбросов на микрофлору почв // Микробиологические исследования на Кольском полуострове. Апатиты, 1978. С. 3-17.

58. Евреинова A.B., Колесников С.И. Влияние загрязнения тяжелыми металлами второго класса опасности (Cr, Со, Ni, Mo) на эколого-биологические свойства чернозема обыкновенного // Изв. вузов. Сев.-Кавк. регион. Естеств. науки. Приложение. 2006. № 9.

59. Ефремова J1.JI., Обухов А.И., Дерябин Н.Ф. Реакция растений на повышенное содержание свинца в почвах // Экотоксикология и охрана природы. Рига, 1988. С. 67-69.

60. Загуральская Л.М., Зябченко С.С. Воздействие промышленных загрязнений на микробиологические процессы в почвах бореальных лесов района Костамукши // Почвоведение. 1994. № 5. С. 105-110.

61. Захаров С.А. Почвы Ростовской области и их агрономическая характеристика (краткий очерк). Ростов н/Д, 1955. С. 55-57

62. Звягинцев Д.Г., Голимбет В.Е. Динамика микробной численности, биомассы и продуктивности микробных сообществ в почвах // Успехи микробиологии. 1983. Вып. 18. С. 215-231

63. Зубкова Т.А., Карпачевский Н.О. О роли карбонатов в каталитической активности почв // Почвоведение, 1981, № 7. - С.56-61.

64. Израэль Ю.А., Гасилина Н.К., Ровинский Ф.Я. Мониторинг загрязнения природной среды. Л.: Гидрометеоиздат, 1978. 560 с.

65. Ильин В.Б. Тяжелые металлы в городских почвах. Сибирский экологический журнал. 2002. Т. 9. №3. С. 285-292.

66. Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва — растение. Новосибирск: Наука. Сиб. отд-ние, 1991. 151с.

67. Ильин В.Б., Байдина Н.Л., Конарбаева Г.А., Черевко A.C. Содержание тяжелых металлов в почвах и растениях Новосибирска // Агрохимия. 2000. № 1.С. 66-73.

68. Плюшкина JI.H Биологическая активность почв урболандшафтов г. Ростова-на-Дону и г. Азова: Дис... канд. биол. наук. - Ростов-на-Дону, 2008. - 149 с

69. Кабата-Пендиас А., Пендиас X. Микроэлементы в почвах и растениях. М.: Мир, 1989. 439 с..

70. Кадацкий В.Б., Васильева Л.И., Тановицкая Н.И., Головатый С.Е. Распределение форм тяжелых металлов в естественных ландшафтах Беларуси. Экология. 2001. № 1. С. 33-37.

71. Казеев К.Ш., Колесников С.И. Оценка биологического состояния почв Краснодарского края // Научная конференция аспирантов и соискателей (тезисы докладов, 1996 год). Ростов-на-Дону, 1997b. С. 21-22.

72. Казеев К.Ш., Колесников С.И., Вальков В.Ф. Биологическая диагностика и индикация почв: методология и методы исследований. Ростов н/Д: Изд-во Рост, ун-та, 2003. 204 с.

73. Касимов Н.С. Тяжелые металлы в степных и пустынных ландшафтах // Геохимия тяжелых металлов в природных и техногенных ландшафтах. Под ред. М.А. Глазовской. М.: Изд-во МГУ, 1983. 196 с

74. Касимов Н.С., Перельман А.И. Геохимические принципы эколого-географической систематики городов // Экогеохимия городских ландшафтов. / Под ред. Н.С. Касимова - М., 1995. - С. 20-36.

75. Классификация и диагностика почв России. - Смоленск: Ойкумена, 2004. 343 с.

76. Классификация почв России. - М.: Почв. Ин-т им. Докучаева, 1997,235 с.

77. Клевенская И.Л. Влияние тяжелых металлов (Сё, Ъп, РЬ) на биологическую активность почв и процесс азотфиксации // Микробоценозы почв при антропогенном воздействии. Новосибирск: Наука, 1985. С. 73-93.

78. Кобзев В.А. Взаимодействие загрязняющих почву тяжелых металлов и почвенных микроорганизмов // Тр. ин-та эксп. метеорологии. М.: Гид-рометеоиздат, 1980. Вып. 10. С. 51-66

79. Ковда В.А. Биогеохимия почвенного покрова. - М.: Наука, 1985.- 263с.

80. Колесников С.И., Казеев К.Ш., Вальков В.Ф. Экологические последствия загрязнения почв тяжелыми металлами. Ростов-на-Дону: Изд-во СКНЦ ВШ, 2000. 232 с.

81. Колесников С.И., Казеев К.Ш., Вальков В.Ф. Влияние загрязнения тяжелыми металлами на эколого-биологические свойства чернозема обыкновенного // Экология. - 2000. - №3. - С. 193-201.

82. Колесников С.И., Казеев К.Ш., Татосян М.Л., Вальков В.Ф. Влияние загрязнения нефтью и нефтепродуктами на биологическое состояние чернозема обыкновенного //Почвоведение. 2006. № 5. С. 616-620.

83. Королева Е.Г., Оливериусова Л.А. Экологические подходы к классификации городских территорий в природоохранных целях // Биоиндикация в городах и пригородных зонах. - М.: 1993. - С. 11-14.

84. Косинова Л.Ю. Изменение структуры микробоценозов и ферментативной активности некоторых почв под влиянием свинца и кадмия // Микробоценозы почв при антропогенном воздействии. Новосибирск: Наука, 1985. С.29-46

85. Краснова Н.М. Активность почвенных ферментов в условиях техногенного загрязнения // Химия в сель, хоз-ве. 1982. № 3. С. 28-30.

86. Кулматов Р.А. Закономерности распределения и миграции токсичных элементов в окружающей среде аридной зоны СССР. Автореф. дис. ... д-ра физ.-мат. наук. Ташкент, 1988. 32 с.

87. Ладонин Д.В., Решетников С.И., Садовникова Л.К., Нежданова A.A. Активность ионов меди в загрязненных и фоновых почвах в условиях модельного эксперимента//Почвоведение. 1994. № 8. С. 46-52.

88. Ладонина H.H., Ладонин Д.В., Наумов В.М., Большаков В.А. Загрязнение тяжелыми металлами почв и травянистой растительности Юго-Восточного округа г. Москвы // Почвоведение. 1999. № 7. С. 885-893.

89. Ларина Г.Е., Обухов А.И. Загрязнение тяжелыми металлами почв газонов Ленинского района г. Москвы // Почвоведение. 1996. № 11. С. 13991403.

90. Лебедева И. И., Тонконогов В. Д., Герасимова М. И. Новая классификация почв России: предварительные итоги обсуждения // Почвоведение. 2008. № 1. С.102-109

91. Лебедева И.И., Тонконогов В.Д. Структура почвенного покрова и ан-тропопедогенез // Почвоведение, 1994. № 2. - С. 38-42.

92. Левин C.B., Гузев B.C., Асеева И.В., Бабьева И.П., Марфенина O.E., Умаров М.М. Тяжелые металлы как фактор антропогенного воздействия на почвенную микробиоту // Микроорганизмы и охрана почв. М.: Изд-во МГУ, 1989. С. 5-46.

93. Левин C.B., Григорьева Н.В. Токсичность тяжелых металлов для дрожжей // Экотоксикология и охрана природы. Рига, 1988. С. 93-95.

94. Летунова C.B., Ковальский В.В., Грибовская И.Ф. Накопление РЬ и Mo биомассой почвенных микроорганизмов в условиях биохимической провинции Южного Урала // Агрохимия. 1976. №3. С. 92-101.

95. Луковская Т.С., Самухина Т.М., Евдокимова М.В. Управление качеством городских почв / Под ред. С.А. Шобы и A.C. Яковлева. - М.: МАКС Пресс, 2010.-96 с.

96. Мамаева Е.Т. Рекультивация городских земель, нарушенных строительством на Урале // Экологические аспекты оптимизации техногенных ландшафтов. - Свердловск, 1984. - С. 61-66.

97. Марфенина O.E. Реакция комплекса микроскопических грибов на загрязнение почв тяжелыми металлами // Вест. Моск. ун-та. Сер. почвовед. 1985. №2. С. 46-50.

98. Мотузова Г.В. Соединения микроэлементов в почвах: системная организация, экологическое значение, мониторинг. М., 1999.

99. Наплекова H.H., Степанова М.Д. Влияние тяжелых металлов (свинца и кадмия) на микрофлору выщелоченного чернозема и дерново-подзолистой почвы // Вопросы метаболизма почвенных микроорганизмов. Новосибирск: Наука, 1981. С. 153-157.

100. Об охране окружающей среды. Федеральный закон от 10.01.2002 № 7-ФЗ.

101. Орлов Д.С., Малинина М.С., Мотузова Г.В., Садовникова JI.K., Соколова Т.А. Химическое загрязнение почв и их охрана. М.: Агропромиз-дат, 1991. 303 с.

102. Орлов Д.С., Гришина J1.A. Практикум по химии гумуса. М.: Изд-во МГУ, 1981.271 с

103. Островская JI.K. Микроэлементы. Поступление, транспорт и физиологические функции в растениях. Киев: Наук, думка, 1987. 255 с.

104. Остроумов С.А. Введение в биохимическую экологию. М.: Изд-во МГУ, 1986. 176 с.

105. Паникова E.JL, Перцовская А.Ф. Схема гигиенического нормирования тяжелых металлов в почве // Химия в сель, хоз-ве. 1982. №3. С. 12-14.

106. Пахотина Н.С. Санитарно-гигиеническая оценка промышленных выбросов свинцово-цинкового комбината // Гигиена и санитария. 1958. № 4. С. 3-6.

107. Перечень ПДК и ОДК химических веществ в почве № 6229-91. Ориентировочно-допустимые концентрации (ОДК) тяжелых металлов и мышьяка в почвах. (Дополнение № 1 к перечню ПДК и ОДК № 6229-91): Ги-

гиенические нормативы.- М.: Инф.изд. центр Госкомсанэпиднадзора России, 1995.- 8 с.

108. Перязева Е.Г. Миграция тяжелых металлов в окружающей среде. Геологический институт СО РАН, Улан-Удэ. Экология и промышленность России. 2001. № 10. С. 29-31

109. Перцовская А.Ф., Паникова E.JL, Григорьева Т.И. и др. Схема гигиенического нормирования тяжелых металлов в почве // Химия в сельском хозяйстве. 1982. № 3. С. 12-13

110. Порядок определения размеров ущерба от загрязнения земель химическими веществами. Письмо Минприроды РФ N 04-25, Роскомзема N 61-5678 от 27.12.1993

111. Почва, город, экология / отв.ред. Г.В.Добровольский.М., 1997. -312 с.

112. Практикум по агрохимии / Под ред. В.Г. Минеева. М.: Изд-во МГУ, 1989. 304 с.

113. Почва. Город. Экология. / Под ред. Г.В. Добровольского - М.: Фонд «За экологическую грамотность», 1997. - 320 с.

114. Практикум по почвоведению / Под. ред. И.С. Кауричева. М.: Агро-промиздат, 1986. 336 е..

115. Приваленко В.В. Геохимическая оценка экологической ситуации в г. Ростове-на-Дону. Ростов-на-Дону, 1993. 167 с.

116. Приваленко В.В., Безуглова О.С. Экологические проблемы антропогенных ландшафтов Ростовской области. Том1. Экология города Ростова-на-Дону. Ростов-на-Дону: Изд-во СКНЦ ВШ, 2003. 209с.

117. Приваленко В.В., Остроухова В.М., Домбровский Ю.А., Шустова B.J1., Базелюк A.A., Остробородько Н.П. Эколого-геохимические исследования городов Нижнего Дона. Ростов-на-Дону: Изд-во ГГП «Южгеоло-гия», 1994. 268с.

118. Природа Ростова-на-Дону. Учебное пособие для учителей географии и биологии. Ростов-н/Д: Изд-во РГУ, 1999. 264 с.

119. Прокопович Е.В., Кайгородова С.Ю. Трансформация гумусового состояния почв под действием выбросов среднеуральского медеплавильного завода // Экология. 1999. № 5. С. 375-378.

120. Прокофьева Т.В., Мартыненко И.А., Иванникова Ф.А.Систематика почв и почвообразующих пород города Москвы и возможность их включения в общую классификацию // Почвоведение. 2010. № 5.

121. Прокофьева Т.В., Седов С.Н., Строганова М.Н., Каздым A.A. Опыт микроморфологической диагностики городских почв // Почвоведение, №7, 2001, С.879-890.

122. Прокофьева Т.В., Строганова М.Н, Городские почвы, как основа функционирования городской экосистемы. Мат. Международного симпозиума «функции почв в биосферно-геосферных системах» Москва 27-30 авг. 2001 г. 1том стр. 314-316.

123. Реймерс Н.Ф. Природопользование: Словарь-справочник. М.: Мысль, 1990. 637 с.

124. Роде A.A. Генезис почв и современные процессы почвообразования. -М.: Наука, 1984.-256 с.

125. Родынюк И.С. Влияние тяжелых металлов (Cd и РЬ) на процесс симбио-тической фиксации азота // Микробоценозы почв при антропогенном воздействии. Новосибирск: Наука, 1985. С. 60-72.

126. Романова М.В. Экологическое регулирование застройки территорий городов // Экология антропогена и современности: природа и человек. -Спб., 2004. - С. 650-654.

127. Рохмистров B.JI., Иванова Т.Г. Изменение дерново-подзолистых почв в условиях крупного промышленного центра // Почвоведение. - 1985. -№ 5.-С. 71-76.

128. Рощина Т.Н., Шуралева Е.Ф. Мегаполис и проблемы экологической безопасности // Экология антропогена и современности: природа и человек. -Спб., 2004. - С. 244-248.

129. Рыбакова З.П. Методы отбора микробов-стимуляторов по их влиянию на семена // Некоторые новые методы количественного учета почвенных микроорганизмов и изучения их свойств. Методические рекомендации. Ленинград, 1987. С. 32-40.

130. Садименко П.А. Почвы Ростовского Ботанического сада // Сб. трудов ботанического сада РГУ. Том XXXV, вып. 2. Из-во Харьковского госуниверситета, 1956.-С. 13-28.

131. Садовникова Л.К. Тяжелые металлы // Почвенно-экологический мониторинг и охрана почв. М.: Изд-во МГУ, 1994. С. 105-126.

132. Санитарно-эпидемиологические требования к качеству почвы (Санитарно-эпидемиологические правила и нормативы) / Великанов Н.Л., Прядко А.Л., Бобкова Т.Е.- М.: Минздрав России, 2004.- 40 с

133. Санитарные нормы допустимых концентраций химических веществ. СанПиН 42-128-4433-87.- М., Минздрав СССР, 1988.- 10 с.

134. Скворцова И.Н., Ли С.К., Ворожейкина И.П. Зависимость некоторых показателей биологической активности почв от уровня концентрации тяжелых металлов // Тяжелые металлы в окружающей среде. М.: Изд-во МГУ, 1980. С. 121-125.

135. Скворцова И.Н., Якушкина Е.В. Изменение показателей микробиологической активности дерново-подзолистой почвы при различном содержании в ней тяжелых металлов // Мелиорация, использование и охрана почв Нечерноземной зоны. Тез. докл. Всесоюз. конф. М.: Изд-во МГУ, 1980. С. 187-188.

136. Скворцова И.Н., Обуховская Т.Д., Заславская Н.В. Микробиологическое тестирование загрязнения почв ртамью // Вестн. Моск. ун-та. Сер. почвовед. 1984. №2. С. 32-35.

137. Смагин A.B., Азовцева H.A., Смагина М.В., и др. Некоторые критерии и методы оценки экологического состояния почв в связи с озеленением городских территорий // Почвоведение, 2006. №5. - С. 603-615.

138. Смагин A.B., Шоба С.А., Макаров O.A. Экологическая оценка почвенных ресурсов и технологии их воспроизводства. - М.: МГУ, 2008. - 360 с.

139. Снакин В.В. Экологическая оценка состояния почв: Попытка количественного подхода/ В.В.Снакин, А.А.Присяжная// Изв. РАН. Сер. биол.-1995.-№ 1. С. 105-109.

140. Соколов O.A., Черников В.А. Тяжелые металлы в окружающей среде. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН, 1999. 164 с. .

141.СП 11-102-97 "Инженерно-экологические изыскания для строительства М: МЗ РФ, 2003.

142. Степанов A.M. Методология биоиндикации и фонового мониторинга экосистем суши / Экотоксикология и охрана природы. М.: Наука, 1988. С. 28-108.

143. Стефурак В.П. Влияние техногенного загрязнения на численность и состав микробных сообществ почв // Структура и функции микробных сообществ почв с различной антропогенной нагрузкой. Киев, 1982. С. 230231.

144. Строганова М.Н. Городские почвы: генезис, классификация, экологическое значение (на примере г. Москвы). Автореф. дис... д-ра биол. наук. -М., 1998.-71 с.

145. Строганова JI.H. Оценка антропогенной трансформации почв урбанизированных территорий // 9-ая Междунар. Пущинская конф.: Тез. докл. -М., 2005. - С. 84

146. Строганова М.Н. Роль почв в городских экосистемах // Почвоведение, 1997.-№1,-С. 96-101.

147. Строганова М.Н., Прокофьева Т.В. Специфика почвенного покрова города и проблема деградации // Антропогенная деградация почвенного покрова и меры ее предупреждения. Тез. и докл. Всерос. конф. Москва, 1618 июня 1998. Т.2. С. 211.

148. Строганова М.Н., Прокофьева T.B. Городские почвы как особая группа почв // Тез. Докл. 3 съезда Докучаевского общества почвоведов (11 - 15 июля 2000 г., Суздаль). Книга 3. М., 2000. С.101.

149. Стурман В.И., Бушкова Ю.С., Габдулин В.М. Аэрогенное и вейстоген-ное загрязнение почв крупного промышленного города // Проблемы региональной экологии. - 2000. - № 2. - С. 39-44.

150. Тихомиров Ф.А., Рерих В.И., Зырин Н.Г. Накопление растениями природного и внесенного кобальта и цинка // Агрохимия. 1979. № 6. С. 96103.

151. Тонкопий Н.И., Григорьева Т.Н., Перцовская А.Ф. О нормировании химических веществ в зависимости от типа почвы // Гигиена и санитария. 1981. №9. С. 16-20

152. Торшин С.П., Удельнова Т.М., Ягодин Б.А. Микроэлементы, экология и здоровье человека // Успехи современной биологии. Т. 109. Вып. 2. 1990. С. 279-292.

153. Травникова Л.С., Кахнович З.Н., Большаков В.А., Когут Б.М., Сорокин С.Е., Исмагилова Н.Х., Титова H.A. Значение анализа органо-минеральных фракций для оценки загрязнения дерново-подзолистой почвы тяжелыми металлами // Почвоведение. 2000. № 1. С. 92-101.

154. Тютюнник Ю.Г., Горлицкий Б.А. Факторный анализ геохимических особенностей почв городов Украины // Почвоведение. - 1998. - №1. - С. 100-109.

155. Умаров М.М., Азиева Е.Е. Некоторые биохимические показатели загрязнения почв тяжелыми металлами // Тяжелые металлы в окружающей среде. М.: Изд-во МГУ, 1980. С. 109-115.

156. Федорищак М.П. Антропогенные изменения почв в зоне влияния металлургических заводов //Почвоведение. 1978. № 11. С. 133-137.

157. Чертов О.Г. Влияние кислотных осадков на лесные почвы // Лесные экосистемы и атмосферное загрязнение. Л.: Наука, 1990. С. 55-60.

158. Чуков С.Н., Чертов О.Г. Об оценке экологического состояния почв городских агломераций Севера // 3 Междунар. конф. "Освоение Севера и проблемы рекультивации", С.-П.: Тез. докл. - Сыктывкар., 1996. - С. 223225.

159. Хамитова Р.Я., Степанова Н.В. Оценка загрязненности тяжелыми металлами городских почв. Здоровье населения и среда обитания. 2004. № 7. С. 28-32.

160. Чухланцев A.A., Шутко A.M., Чухланцев A.A. Моделирование поляризационных характеристик СВЧ излучения влажных почв // Проблемы окружающей среды и природных ресурсов. - 2004. - № 11. - С. 67-80.

161. Шеуджен А.Х. Биогеохимия. Майкоп: ГУРИПП «Адыгея» , 2003. 1028 с.

162. Шиндерук Т.Н. Изменение природной среды в ФРГ // Актуальные проблемы изменения природной среды за рубежом. М., 1976. С. 162-179.

163. Шишов JI.JI. и др. Классификация и диагностика почв России. - Смоленск: Ойкумена, 2004. 342 с.

164. Экологическая роль микробных метаболитов. / Под ред. Д.Г. Звягинцева - М.: Изд-во МГУ, 1986. - 240 с.

165. Экологическая экспертиза. / Под ред. В.М. Питулько - М.: Академия, 2004. - 480 с.

166. Экологические аспекты городских экосистем. / Под ред. JI.M. Сущеня -Минск: Наука и техника, 1984. - 254 с.

167. Экологический атлас Москвы / Рук. проекта И.Н. Ильина. - М.: Изд-во «АБФ/ABF». - 2000,- 96 с.

168. Экологический атлас Ростовской области, Ростов-на-Дону, под ред. Закруткин В.Е, 2000 г. - 120 с.

169. Экологический вестник Дона. - Ростов-на-Дону: Комитет по охране окружающей среды и природных ресурсов, 2011.

170. Экология урбанизированных территорий. / Под ред. В.А. Попова - Казань: Изд-во Казанского университета, 1987. - 102 с.

171. Яковлев A.C., Решетина Т.В., Сизов А.П. и др. Управление качеством городских почв (Методическое пособие) / Под общ. ред. С.А. Шобы и A.C. Яковлева. - М.: МАКС Пресс, 2010. - 96 с.

172. Яковлев A.C., Гучок М.В. Вопросы комплексной оценки и нормирования в области охраны окружающей природной среды // Нормативное и методическое обеспечение экологического мониторинга и контроля в пределах зоны антропогенного воздействия хозяйствующих субъектов на окружающую среду. - М.: Изд-во МГУ, 2007. - С. 10-18.

173. Ammann P., Коерре P. Contamination par les metaux lourds dansiles eaux usees: sources et comportement des metaux lors du traitement des eaux et des boues // Process, a. Use Sewage Sludge Proc. 3 Int. Symp., Brighton, 27-30 sept. 1983. 1984. P. 114-123.

174. Anderson A., Nilsson K.O. Influence on the levels of heavy metals in soil and plant from sewage sludge used as fertilizer. Swedish J. agric. Res., 1976. Agr. 6. №2. S. 151-159.

175. Antonovics I., Bradshaw A.D., Turner R.G. Heavy metals tolerance in plants, Adv. Ecol. Res., 7,1, 1971.

176. Antosiewicz D.M. Adaptation of plants to an environment polluted with heavy metals // Acta Soc. Bot. Pol. - 1992. - V. 61. - № 2. - P. 281-299.

177. Beckett P.H.T., Davis R.D. Critical levels of twenty potentially toxic elements in young spring barley // Plant and Soil. - 1978. - № 19. - P. 395-408.

178. Bewley R.J.F., Stotzky G. Effect of cadmium and zinc on microbial activity in soil, influence of clay minerals. Part 1: Metals added individually // Sei. Total Environ. 1983. Vol. 31. № 1. P. 41-55.

179. Brummer G.W., Tiller K.G., Herms U., Clayton P.M. Adsorption-desorption and/or precipitation-dissolution processes of zinc in soil // Geoderma. 1983. V. 31. №4. P. 337-354.

180. Burghardt W. Substrate der Bodenbildung urban, gewerblich und industriell überformter Flächen // Urbaner Bodenschutz. Springer, 1996. -P 25-44.

181. Cordsen E. Mechanische Eingriffe in Stadtboden II Urbaner Bodenschutz. Springer, 1996.-P. 59-68.

182. Cox R.M., Hutchinson T.C. Multiple metal tolerance in the grass Deshampsia cespitosa L. Beauv. from the Sudbury Smelting area, New Phytol., 84, 631, 1980.

183. Doelman P., Haanstra L. Effect of lead on soil respiration and dehydrogenase activity // Soil Biol, a Biochem. 1979. Vol. 11, № 5. P. 475-479.

184. Doleman F. Resistance of soil microbial communities in soil. London & N. Y. 1986. P. 369-384.

185. Duxbury T. Ecological aspects of heavy metal responses in microorganisms // Adv. Microb. Ecol. Vol. 8. N.Y; L., 1985. P. 185-235.

186. Foy C.D., Chaney R.L., White M.C., The physiology of metal toxicity in plants. 1978. Annu. Rev. Physiol., 29, 511.

187. Gadd G.M., Griffiths A.T. Microorganisms and heavy metal toxicity // Microbial. Ecology. 1978. V. 4. P. 303-317.

188. Gingell S.M., Campbell R., Martin M. The effect of zinc, lead and cadmium pollution on the leaf surface microflora // Environ. Pollut. 1976. Vol. 11. № 1. P. 25-37.

189. Goralch E., Gambus F.A. A comparison of sensitivity to the toxic action of heavy metals in various plant species // Pol. J. Soil. Sc. - 1992. - V. 25. - № 2. -P. 207-213.

190. Hertkort-Obst U., Frank H.K. Hemmtest mit Bacillus stearothermophilus in vivo und Urease in vitro - zwei einfache, schenelle und billige Verfahren zur toxikologischen Voruntersuchung von Wasser proben // Forum Mikrobiol. 1980. Bd 3, № 6, S. 376-378.

191. Kabata-Pendias A., Pendias H. Szkodliwoscnadmernego stezenia metali ciezkich w srodowisku biologicznym. Zesz. Probl. postpow nauk roln., 1973. C. 145. S. 63-68.

192. Kolesnikov S.I., Kazeev K.Sh., Valkov V.F. The Effect of Heavy Metal Contamination on the Microbial System in Chernozem // Eurasian Soil Science. 1999. №4. P. 459-465.

193. O'Connor G.A., Kiehl D., Eiceman G.A., Ryan J.A. Plant uptake of sludge-borne RCBs // J. Environm. Qual. - 1990. - V. 19. - № 1. - P. 113-118.

194. Rogers J.E., Li S.W. Effect of metals and other inorganic ions on soil microbial activity: soil dehydrogenase assay as a simple toxicity test // Bull. Environ. Contam. a. Toxicol. 1985. Vol. 34, № 6. P. 858-865.

195. Tatsuyama K., Egawa H., Senmaru H. et al. Penicillium lilacinum; its tolerance to cadmium // Experientia. 1975. Vol. 31. № 9. P. 1044-1047.

196. Tyler G., Mornsjob B., Nilsson B. Effects of cadmium, lead and sodium salts on nitrification in a mull soil. Plant and Soil., 1974. V. 40. № l.P. 237-242.

197. Vesper S.I., Weidensaul T.S. Effect of cadmium, nickel, copper and zinc nitrogen fixation by soybeans // Water, Air, Soil Pollut. 1978. Vol. 9. P. 413-422.

198. Wainwrigth M. Effect of exposure to atmospheric pollution on microbial activity in soil // Plant Soil. 1980. Vol. 55. P. 199-204.

199. Wang W. The response of Nitrobacter to toxicity // Environ. Int. 1984. Vol. 10. № l.P. 21-26.

200. Whalen S.C., Reeburgh W.S. A Methane Flux time series for tundra environments // Global Biogeochemical Cycles. - 1988. - V. 2. - № 4. - P. 399-409.

201. Wilke B.M. Kombinatiouswirkungen von Blei, Cadmium and Zink auf die Dehydrogenaseaktivial von Boden // Mitt. Dt. Bodenkundl. Ges., Gottigen, 1991.-Bd. 66.-№ 1.-P. 587-590.

202. Williams S.E., Vollum A.C. Effect of cadmium on soil bacteria and actino-myces // J. Environ. Qual. 1981. Vol. 10. № 2. P. 142-144.

203. Zelenev V.V. Assessment of the average annual methane flux from the soils of Russia. WP-96-51. - Laxenburg, Austria, International Institute for Applied System Analysis. 1996. - P. 45